农药水环境化学行为研究进展

农药水环境化学行为研究进展（精选9篇）

农药水环境化学行为研究进展 第1篇

农药水环境化学行为研究进展

农药在水中的环境化学行为包括农药的`光化学降解、水化学降解和农药对水生生物的毒性.结合国内外在农药水环境化学行为的研究进展,讨论了农药在水中的直接光解和间接光解行为;农药水化学降解的机理以及pH、温度对农药水化学降解的影响,并以藻类、鱼类等为例阐述了农药对水生动植物及水生生物群落的毒性.

作 者：肖曲 郝冬亮 刘毅华 金伟 毕金程 Xiao Qu Hao Dongliang Liu Yihua Jin Wei Bi Jincheng 作者单位：中国环境管理干部学院,河北,秦皇岛,066004刊 名：中国环境管理干部学院学报英文刊名：JOURNAL OF ENVIRONMENTAL MANAGEMENT COLLEGE OF CHINA年，卷(期)：18(3)分类号：X592关键词：农药 水环境行为 光解 水解 毒性

农药水环境化学行为研究进展 第2篇

结合态农药残留及其环境毒理研究进展(综述)

综述了国内外对结合态农药残留研究的动向,介绍了结合态农药残留概念变迁、形成的.作用机理、主要分析测试技术以及在土壤和植物上的残留水平;详细论述了土壤和植物中结合态农药残留的生物有效性研究进展;最后简要介绍了目前我国对结合态农药残留的研究现状,并阐明我国很有必要加强该领域的研究.

作 者：谢显传 王冬生 XIE Xian-chuan WANG Dong-sheng  作者单位：谢显传,XIE Xian-chuan(上海市农业科学院植物保护研究所)

王冬生,WANG Dong-sheng(上海市设施园艺技术重点实验室,上海,06)

刊 名：上海农业学报  ISTIC PKU英文刊名：ACTA AGRICULTURAE SHANGHAI 年，卷(期)： 21(1) 分类号：X173 X171.5 关键词：结合态残留   农药   土壤   植物   生物有效性  

化学农药对环境的污染及防控对策 第3篇

目前世界上已经生产、应用的农药达千余种, 而常用的也有200多种。随着农业生产的发展及化学农药的大量应用, 农药污染环境的问题也越来越突出, 并逐渐成为影响农业可持续发展的重要因素。在使用过程中, 农药可通过挥发、扩散、迁移等各种途径转入大气、水体、土壤及生物体内, 造成污染问题。化学农药除了在生产过程中因“三废”的排放而污染环境外, 尚在运输、贮藏、分装、零售过程中发生污染, 但更主要的是在农田喷施化学农药时的污染。具体而言, 化学农药对环境的污染主要体现在以下几个方面:毒害益虫益鸟。化学农药不仅可以杀伤农作物的害虫, 其对有害生物的天敌及传粉昆虫等也会起到毒害作用, 一些捕食性、寄生性害虫的天敌受到影响, 直接影响自然界的生态平衡, 导致环境恶化;化学农药本身具有致癌、致畸、致突变的作用, 过入动植物及人体内会危害动植物及人体的健康;有些化学农药其化学性质稳定, 降解困难, 持续大剂量的应用会导致残留, 累积起来不仅会污染土壤, 还会通过污染农产品而损害人体健康等。

2 控制化学农药对环境造成污染的对策

目前我国在化学农药污染控制方面还存在用药不规范、不合理的现象, 在管控过程中可以采取下列措施, 减少化学农药对环境的污染。

2.1 健全农药环境污染防治体系

国家相关部门要对农药的生产、经营、运输、存储、应用及废弃物处置等全生命周期进行严格管控, 明确农业部、环保部、工信部等在农药污染治疗中的监管职责, 根据职责范围再细化各部门的监管制度, 以提高农药监管职能的效用。尤其是在农药应用环节, 要明确监管主体及对象, 制定出可操作性强、细化具体的农药使用环境安全监管细则及方案, 重点跟踪、评估污染严重的农药产品, 如果有监测数据某种农药会对环境造成严重影响, 则要对其进行合理评价, 明确危害后要采取禁用或限用措施。针对农药的生产、流通、销售等环境建立产品追溯体系, 以从源头上控制污染, 提高管理效果。

2.2 将农药环境面源污染修复技术的开发作为研究重点

农药环境面源污染不仅体现出覆盖面积大、修复工程量大的特点, 而且化学农药污染物复杂、对环境影响较大, 因此要加强农药环境面源污染修复技术的开发, 以保证农业清洁生产, 从而为人们的食品安全管理提供保障。目前常用的农药环境面源污染修复技术包括2种, 直接在污染面源开展污染治理的原位修复技术, 包括微生物降解、植物富集或降解、生物通风等;则是离位修复, 即将污染土壤转移至生物反应器、修复滤塔中进行修复处理。当然生物修复技术在应用过程中具有一定的局限性, 比如特定的农药种类、品种只能应用特定的生物进行修复, 并且修复环境的营养物质、环境条件等均会对修复效果产生影响。后续要将重点放在单项修复技术应用瓶颈的突破, 开发农药环境污染综合治理技术, 提高农药面源污染环境治理的高效性、安全性。

2.3 其它措施

要提高病虫害发生的预测水平, 及时、准确的发布病虫害发生预报, 分析害虫的生育及生理特点, 提高化学农药应用的针对性, 提高防虫效果, 减少对环境的污染;推广普及物理防治及生物防治技术。推广高效、低毒、低残留的生物农药, 减少化学农药的应用, 绿色农药高效、无毒或低毒, 药剂量不仅应用少且见效快, 仅对特定的有害生物起到防治作用而不会影响有害生物的天敌, 降解速度快, 并根据害虫的生物学特性采取物理防治方法等;改进栽培种植技术, 减少农药的使用量。在农业生产过程中要坚持“预防为主、综合防治”的无害化治理原则, 指导农户不断改进栽培技术, 以高抗病品种为首选, 实行严格的轮作制度, 将化学农药防治作为辅助手段, 减少化学农药的应用量;加强对农民的技术培训, 增强其环保意识。基层农业部门加强与当地政府的合作, 组织农民按乡镇集中定期进行技术培训, 以提高广大农民的文化技术素质和环境保护及产品质量意识。告知其化学污染的危害, 指导其合理应用化学农药。

3 结语

农业环境是人类生存环境中最重要的组成部门, 土壤、空气、温度、水体是各类农业生物生长、繁殖的基本条件, 也是实现农业可持续发展的物质基础, 而化学农药的应用尽管为农业生产做出了巨大的贡献, 但是其污染问题也不容忽视。在日常工作中要充分认识到化学农药污染控制的重要意义, 采取系统性、科学性的防治措施, 减少化学农药对环境的影响, 最终实现农业生产的可持续发展。

摘要：化学农药是农业中防治各类病虫害的主要手段, 是提高各种农作物产量及品质的重要措施, 不可否认其在保障农业稳定增长方面起到了积极的作用, 但是化学农药在防治病虫害的同时, 还会对农业环境造成一定程度的污染, 施用不当后果严重。文章主要分析化学农药对环境的污染情况, 并提出防控策略。

关键词：化学农药,环境污染,防控对策

参考文献

[1]刘天齐.环境保护[M].化学工业出版社, 2015:184-185.

农药水环境化学行为研究进展 第4篇

【摘 要】本文运用三维分子荧光光谱法（3D-EEM），研究Hg（II）与博斯腾湖沉积物中天然溶解有机质（DOM）的相互作用机理。结果表明，5采样点沉积物均含有A峰、B峰和峰C等3种荧光基团。峰A和峰B均为类蛋白峰，峰C为类腐殖酸峰。Hg（II）猝灭滴定结果显示，溶解有机质中的3种荧光集团都能够不同程度地被Hg（II）猝灭，说明它们所代表的物质能够与Hg发生作用。Hg与DOM中荧光基团的反应属于静态猝灭，生成稳定的不发光的Hg-DOM络合物。各采样点类蛋白物质条件稳定常数和结合常数均高于类腐殖酸物质条件稳定常数和结合常数，但各采样点同种荧光峰之间不存在较大差异。本研究各采样点DOM的条件稳定常数3.82～4.34，结合常数3.76～5.54。博斯腾湖沉积物中的DOM与Hg（II）较强的络合作用意味着水环境中普遍存在的DOM很可能影响汞污染物在水环境的迁移和转化。

【关键词】DOM；Stern-Volmer方程；猝灭实验；博斯腾湖

在湖泊生态系统中，普遍存在着溶解有机质（dissolved organic matter，简称DOM），它能够影响水环境中痕量金属离子的物理迁移、化学转化以及生物可利用性。沉积物孔隙水是沉积物与其上覆水体之间进行物质交换的重要介质。DOM能够与营养元素或痕量重金属离子相互作用，影响这些物质在沉积物—水界面的迁移转化及其毒性和生物可利用性[1]。而水体汞污染是一个有关生态和人类健康的全球性问题.过去几十年中，人们对汞的生物地球化学循环进行了卓有成效的工作，但欲彻底理解其在水生生态系统和陆地生态系统中的迁移转化过程尚存困难。Hg（II）的环境特性和毒性受到多种因素的影响，其中天然有机质对汞的络合作用是众所周知的[2]。最近的一项研究[3]表明，由于官能团的存在，腐殖质能够与金属离子通过一系列方法相互作用，例如络合、离子交换以及降解等。

博斯腾湖地处新疆的焉耆盆地，位于巴音郭楞蒙古自治州博湖县，地理位置为北纬41°35′-42°12′、东经86°03′-87°50′，水域面积约1160km2，东西长55km，南北平均宽20km，平均水深为7. 5m，最深为15m，是我国最大的内陆淡水湖。博斯腾湖由13条大小不一的河流补给，目前水质为IV类，黄水区水质较差，为V类。引起博斯腾湖水质污染的主要原因是灌区排盐水的污染。黄水区水域面积仅占博斯腾湖的12%，但是入湖的污染物占整个入湖污染物的比例最高。以可溶盐为例，占入湖污染物总量的79%，由此可见，黄水沟是博斯腾湖主要的污染源[4]。从表1可以看出，从入湖口黄水沟到湖心，盐度和CI-、Mg2+、Ca2+等离子浓度基本出现下降趋势。

由于荧光光谱具有灵敏度高（10-19数量级）、用量少（1～2ml）和不破坏样品结构等优点，3D荧光光谱技术被广泛用于表征海洋、河流、湖沼、土壤等不同来源的DOM[5-6]。本研究的目的是应用3D-EEM来研究和描述Hg（II）滴定对不同采样点沉积物溶解有机制DOM的络合作用，应用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程拟合出条件稳定常数、结合常数以及配位比例等重要参数，比较分析不同采样点、不同荧光基团与Hg（II）络合能力与盐梯度关系，以期为博斯腾湖污染物的环境化学和行为研究提供基础信息。

1 样品与分析

1.1 样品采集与处理

根据博斯腾湖的水流、盐度特征，采用柱状采样器于2014年11月从黄水沟入湖口到湖心的5个点采集沉积物样品（见图1，编号1～5）。沉积物采集后，迅速装入充满氮气的棕色PVC袋中低温保存带回实验室。沉积物在4℃，以1000转/分钟离心30分钟，取上清液即孔隙水，4℃储存供分析用。

图1 采样布点图

1.2 测试仪器与分析方法

沉积物孔隙水溶解性有机物的荧光特征用F-7000分子荧光光谱仪（Hitachi，Japan）检测。3D荧光测量参数设置如下：带通：Ex =5 nm，Em =10 nm；响应时间：自动；扫描速度：1200 nm/min；扫描光谱进行仪器自动校正。激发波长范围为Ex = 200～400 nm（间隔5 nm），发射波长为Em = 200～500 nm（间隔2 nm）。 反应体系温度为22℃，测试重复3次，试验结果采用平均值。所测结果均扣除去离子水空白。标准HgCI2贮备液（0.1 M）的配制：将HgCI2（分析纯，贵州省铜仁化学试剂厂）溶解于超纯水，并于4℃冰箱保存[7]。

1.3 荧光猝灭滴定

采用连续加入方式，首先在1cm石英比色皿中装入3.0 mL孔隙水溶液进行检测。然后使用Hg2+溶液按照2、4、6、8、10 μL加入比色皿，并且每次加入Hg2+后采用磁力搅拌器搅拌30 min，使反应达到平衡。反应体系温度为室温（22℃）。测试重复3次，试验结果采用平均值。3D光谱图使用Sigma Plot 11.0（Systat Software Inc，美国）绘制[7]。

2 结果与讨论

博斯腾湖5个不同采样点沉积物空隙水DOM的3D-EEM均显示了3个不同的荧光峰。结合前人的研究结果[8-9]，对天然环境中各种溶解有机质的荧光峰类型进行了总结。峰A（Ex/Em=225～230/330～342nm）位于Ⅱ区（含芳环基团的蛋白质Ⅱ）；B峰（Ex/Em=280/330～346nm）位于IV区（溶解性微生物产物）；C峰（Ex/Em=290～325/395～406nm）位于Ⅴ区（类腐殖酸）。峰A和峰B都属于类蛋白物质，进一步被确定为芳香族氨基酸和色氨酸[6，7，10，11]；峰C属于类腐植物质，被认为与腐殖质结构中的羰基和羧基有关[12]。从图2 可以看出，孔隙水DOM溶解性微生物副产物的荧光峰最强，类蛋白质峰次之，而类富里酸的荧光峰较弱，说明孔隙水DOM中的荧光物质主要为类蛋白物质，类腐殖酸物质含量则相对较少。

图2 Hg2+对DOM的猝灭

2.1 Hg（II）-DOM配位作用

从图2中可以看出，在避光、振动条件下，随着Hg（II）浓度的增加，DOM的3种荧光峰A、B、和C的荧光强度都随着Hg（II）浓度的增加而下降，表明Hg（II）与DOM中的荧光官能团发生了配位作用。Hg（II）与DOM发生荧光猝灭的现象与前人的相关报道是一致的[13]。

在静态条件下，Hg（II）对DOM的荧光猝灭反应比较慢，这可能是在中性pH条件下，Hg（II）以[Hg（OH）2]0形态存在于水溶液中，而OH—配位体被另一种有机配位体替换是一个缓慢的过程[14]。另一方面，Ca（II）离子对腐植酸具有较高的亲和力[15]，Hg（II）需要替换在DOM样品中绑定于荧光基团的Ca（II）离子，所以Hg（II）对DOM的荧光猝灭反应比较缓慢。根据Saar和Weber的报道[16]，Cu（II）、Pb（II）、Co（II）、Ni（II）和Mn（II）等离子对DOM中的荧光基团没有猝灭作用。荧光猝灭发生的机理可能是金属离子的绑定改变了DOM样品中金属离子和结合点位的电极，导致在某一特定发射光谱位置上荧光强度的增加或者降低[17]。

图3 典型采样点DOM与Hg2+相互作用的Stern-曲线

2.2 猝灭机制及猝灭常数

为了定量研究Hg2+与DOM的结合作用，一般可使用Stern-Volmer方程[见式 （1） 描述荧光猝灭数据[12]。

F0/F=1+KSVC=1+kqr0C （1）

式（1）中：F0和F分别为Hg2+加入前后DOM所得的荧光强度；KSV为猝灭常数，L/mol；kq为生物分子猝灭速率常数，L/（mol.s）；r0值为1.0×10-8s[18]；C为c（Hg2+），mol/L。

从图4可以看出，随着c（Hg2+）的逐渐增大，各峰的F0/F值逐渐增大。峰A、峰B和峰C的Stern-Volmer呈良好的线形关系（R2=0.92～0.99），说明DOM中荧光集团A、B及C与Hg2+的相互作用过程由静态猝灭或动态猝灭控制[9]。各采样点峰A～峰C的kq值范围7.0×1013～6.9×1014 [l/（mol﹒s）]，均大于最大散射猝灭速率常数2.0×1010（l﹒mol-1﹒s-1）[18]，说明各荧光基团与Hg的相互作用属于静态猝灭过程，即DOM中的这些荧光基团与Hg2+生成不发出荧光的络合物Hg（II）-DOM。

2.3 条件稳定常数及配位比例

荧光猝灭数据可以进一步用修正型Stern-Volmer方程[见式（2）]来描述[18]：

（2）

式（2）中，Ka为条件稳定常数，f为被Hg2+配位的荧光基团的比例，[c]为Hg2+浓度，mol/L。

图4 典型采样点DOM与Hg2+相互作用的修正型Stern- Volmer方程拟合

图5为典型采样点峰A、B和C的修正型Stern-Volmer方程拟合。由图4可见，图中曲线具有良好的线形关系（R2=0.97～0.99），说明修正型Stern-Volmer方程可用来描写Hg2+与DOM的相互作用。各采样点DOM与Hg（II）络合的条件稳定常数和配位比例见表1。

表1 各采样点Hg2+与DOM反应的相关参数

采样点12345

条件稳定常数logKa峰A4.104.344.274.134.26

峰B4.013.923.973.923.95

峰C3.883.893.823.843.91

配位比例f峰A0.510.640.780.870.86

峰B0.620.690.850.830.91

峰C0.420.560.660.810.87

结合常数峰A5.424.885.245.385.29

峰B4.494.384.554.784.55

峰C3.943.853.763.813.74

结合位点数峰A1.361.291.391.341.33

峰B1.271.201.281.301.26

峰C1.071.021.011.071.06

从表1中可见，不同采样点DOM荧光峰的条件稳定常数的大小顺序是：峰A>峰B>峰C，说明类蛋白类物质与Hg的络合能力高于类腐殖类物质与Hg的络合能力，DOM中类蛋白物质对环境中Hg迁移的影响高于类腐殖质。从表2中同时可以发现，不同采样点同种峰的条件稳定常数较接近，说明沉积物环境因素包括DOM浓度、盐度等对各荧光峰条件稳定常数的影响很小[19]。

从表1中还可知，本研究DOM中荧光物质与Hg2+的条件稳定常数为3.82～4.34，这较小于Fu Pingqing等[16]城市河流中DOM与Hg的条件稳定常数5.01～5.62，但是与Xiao Qiaolu[19]等的研究中河流和湿地中DOM与Hg（II）的条件稳定常数（分别为4.29～4.66和4.18～4.24）和何小松等[20]的研究中垃圾渗滤液中DOM与Hg的条件稳定常数4.30～5.70较接近。说明博斯腾湖沉积物中DOM与Hg2+具有较强的络合作用，并生成较稳定的Hg（Ⅱ）-DOM络合物，DOM对汞污染物在环境中的迁移、转化有较大的影响。

2.4 结合常数与结合点位数

小分子独立地与一系列大分子结合时，其结合常数和结合点位数可用修正Hill方程[见式（3）]计算[21]：

lg[（F0-F/F）]=lgkb+nlgc （3）

式（3）中，kb是结合常数，n为结合点位数。

图7为峰A、峰B和峰C的修正型Hill方程拟合.由图5可见，各曲线具有良好的线性关系（R2=0.98～0.99），说明DOM与Hg2+的作用符合修正型Hill模型。n值大于1说明孔隙水DOM中有不止一类与Hg2+结合的点位。

图5 典型采样点DOM与Hg2+相互作用的修正Hill方程拟合

表1为不同采样点各荧光峰的结合常数和结合点位数。从表1中可得，不同采样点各荧光峰的结合常数和结合点位数的大小顺序是：峰A>峰B>峰C，说明类蛋白类物质与Hg的结合能力高于类腐殖物质与Hg的结合能力，DOM中类蛋白物质对环境中Hg迁移的影响高于类腐殖物质。从表1中同时可以发现，不同采样点同种峰的结合常数较接近，这与各采样点DOM条件稳定常数的情况是相似的。

从表1中还可知，本研究各采样点DOM的结合常数在3.76～5.42范围内，因没发现Hg（II）与其他污染物结合常数的相关报告，与EPS和其它金属离子的结合常数作比较，例如EPS与镉、锌的结合常数分别为2.95～7.22和3.58～8.09，与本研究结果都比较接近[22]。各采样点DOM中峰A和峰B的结合点位数在1.20～1.39，均大于1，说明在DOM中有不止一类与Hg2+结合的类蛋白物质点位。各采样点峰C的结合点位数在1.01～1.07，很接近于1，表明在DOM中只有一类与Hg2+结合的类腐殖质点位。博斯腾湖沉积物中DOM与Hg2+较强的结合能力意味着溶解性有机物能够影响汞污染物在水环境的迁移和转化。

3 结论

不同采样点1～5沉积物孔隙水DOM均出现3荧光集团，峰A和峰B属于类蛋白物质，峰C属于类腐殖质物质。类蛋白物质的含量高于类腐殖质物质。各采样点DOM中的3种荧光峰都能被Hg2+ 猝灭，猝灭过程属于静态猝灭过程，可用修正型Stern-Volmer方程和修正型Hill方程来描述。DOM可与Hg2+ 发生较强的络合作用，并生成稳定的不发光Hg（II）-DOM络合物。各采样点DOM中类蛋白质条件稳定常数和结合常数均高于相应采样点类腐殖质条件稳定常数和结合常数，但各采样点同种峰之间不存在较大差异。博斯腾湖沉积物中的DOM与Hg2+较高的条件稳定常数和结合常数意味着DOM对汞污染物在水环境中的迁移、转化具有较大的影响。

参考文献：

[1] 柏春广，穆桂金，王建. 艾比湖湖相沉积物粒度的分维特征与环境意义[J]. 干旱区地理，2002，04（04）：336-341.〔BAI Chunguang，MU Guijin，WANG Jian. Grain-size fractal dimensions characteristics of lacustrine sediments of Aiby lake and the environmental significance [J]. Arid Land Geography，2002，04（04）：336-341.〕

[2] Leermakers M.， Meuleman C. and Baeyens W. Mercury speciation in the Scheldt Estuary. Water， Air， Soil Poll1， 1995， 80， 641-652.

[3] Wood S. A. The role of humic substances in the transport and fixation of metals of economic interests （Au， Pt， Pd， U， V）. Ore. Geo， 1996， Rev. 11， 1-31.

[4] 徐海量， 郭永平， 李卫红. 新疆博斯腾湖水污染特点分析[J]. 干旱区研究， 2003年， 20（3）， 192-196.〔Xu Hailiang， Guo Yongping， Li Weihong. Analysis on the Water Pollution in Bosten Lake， Xinjiang [J]. Arid Zone Research， 2003， 20（3）， 192-196.〕

[5] Mopperk K.， Schultz C. A. Fluorescence as a possible tool for studying the nature and water column distribution of DOC components [J]. Marine Chemistry， 1993， 41： 229-238.

[6] Ymashita Y.， Tanoue E. Chemical characterization of protein like fluorescence in DOM in relation to aromatic amino acids [J]. Marine Chemistry， 2003， 82： 255-271.

[7] 热合曼江吾甫尔， 刘英， 包安明， 等. 博斯腾湖沉积物孔隙水中溶解有机质的三维荧光光谱特征[J]. 干旱区研究， 已被录用.〔Rehemanjiang Wupuer， Liu Ying ， Bao Anming， et al. 3D Fluorescence Spectroscopy of the Dissolved Organic Matter in the Sediment Porewater of the Lake Bosten[J]. Arid Zone Research， already accepted.〕

[8] Chen Wen， Paul Westerhoff， Jerrya Leenheer. Fluorescence Excitation-Emission Matrix Regional Integration to Quantify Spectra for Dissolved Organic Matter [J]. Environmental Science Technology. 2003， 37（24）： 5701-5710.

[9] Pan Xiangliang，Yang Jianying，Zhang Daoyong. Cu（II） complexation of high molecular weight （HMW） fluorescent substances in root exudates from a wetland halophyte [J]. Journal of Bioscience and Bioengineering， 2011， 111（2）： 193-197.

[10] Wu F.， Tanoue E. Isolation and partial characterization of dissolved copper-complexing ligands in streamwaters [J]. Environmental Science & Technology. 2001， 35（18）： 3646-3652.

[11] Sheng G. P.， H. Q. Yu. Characterization of extracellular polymeric substances of aerobic and anaerobic sludge using 3-dimensional fluorescence spectroscopy [J]. Water Res， 2006， 40： 1233-1239.

[12] Ding Fei，Zhao Guangyu， Chen Shoucong， et al. Chloramphenicol constants and binding sites by steady-state fluorescence [J]. J Mol Struct， 2009， 929（3）； 159-166.

[13] Fu Pingqing， Wu Fengchang， Liu congqiang， et at. Fluorescence characterization of dissolved organic matter in an urban river and its complexation with Hg（II） [J]. Science Direct， 2007， 22， 1667-1679.

[14] Yin Y. J.， Allen H. E.， Huang C. P， et al. Interaction of Hg（II） with soil-derived humic substances [J]. Anal. Chim， 1996， Acta 314， 73-82.

[15] Hering J. G. and Morel F. M. M. Humic acid complexation of calcium and copper. Environ. Sci.Technol. 1988， 22， 1234-1237.

[16] Saar R. A. and Weber J. H. Comparison of spectrofluorometry and ion-selective electrode potentiometry for determination of complexes between fulvic acid and heavy-metal ions. Anal. Chem. 1980， 52， 2095-2100.

[17] Cabaniss S. E. Synchronous fluorescence spectra of metal-fulvic acid complexes. Environ. Sci. Technol. 1992， 26， 1133-1139.

[18] PAN X. L.， Liu J.， Zhang D. Y.， Binding of phenanthrene to extracellular polymeric substances （EPS） from aerobic activated sludge： A fluorescence study [J]. Colloid Surface B， 2010， 80（1）：103-106.

[19] Xiao Qiaoliu， Rudolf Jaffe. Interaction between Hg（Ⅱ） and natural dissolved organic matter： A fluorescence spectroscopy based study [J] . Wat. Res. Vol， 2001， 35（3）：1793-1803.

[20] 何小松， 席北斗， 魏自民， 等. 三维荧光光谱研究垃圾渗滤液水溶性有机物与汞相互作用 [J]. 分析化学， 2101， 38， 1417-1422.〔He Xiaosong， Xi Beidou， Wei Zimin， et al. Three-Dimensional Fluorescence Spectroscopic Characterization of Complexation Between Mercury and Dissolved Organic Matter Extracted from Landfill Leachate [J]. Analytical Chemistry， 2101， 38， 1417-1422.〕

[21] Hill T. L. Cooperativity therory in biochemistry [M]. New York： Springer-Verlag， 1985.

农药水环境化学行为研究进展 第5篇

简介：

2009年12月至2010年1月,草甘膦、菊酯、百草枯等农药原药价格陆续开始上涨。农药行业的向上拐点已经初步显现。在行业回暖的带动因素中,需求的趋旺是主要的支撑和引力,而原料价格的持续上涨则是触发因素。农药行业有望进入需求增长与价格上涨的正向循环。

在农药经营回暖正向循环的演进中，下游农业对农药制剂的需求是根本驱动力。在经历了2008、2009连续两年农药需求偏少的“小年”之后，2010年中国农药行业开局良好，有望迎来需求较快增长的“大年”。由此，我们农药行业回暖的判断得到需求趋旺的重要支持。

草甘膦有望阶段回暖，走出底部尚需时日。中国的草甘膦生产能力超过80万吨/年，行业产能严重过剩。由于产品价格低迷，2008年底以来，大量企业停产或半停产，我们估计目前草甘膦行业开工率在50%左右。由于过剩产能的淘汰需要时间(停产时间越长，重新开车的成本越高，我们估计停产1年半至2年将是过剩产能退出的临界时间跨度)，因此行业竞争格局的实质好转尚需时日。但是近期的成本和需求因素，有望带动行业进入阶段回暖。

经过一年多的低迷，农药行业向上的拐点初步显现，行业经营回暖可期。

《2010-2012年中国农药行业市场调查及投资环境研究报告》在大量周密的市场调研基础上，主要依据了国家统计局、国家商务部、国家发改委、国务院发展研究中心、中国海关总署、农药行业相关协会、国内外相关刊物的基础信息以及农药行业专业研究单位等公布和提供的大量资料，结合深入的市场调查资料，立足于当前金融危机对全球及中国宏观经济、政策、主要行业的影响，重点探讨了农药行业的的整体及其相关子行业的运行情况，并对未来农药行业的发展环境及发展趋势进行探讨和研判，最后在前面大量分析、预测的基础上，研究了农药行业今后的应对策略，给予了合理的授信风险建议，为农药企业在当前环境下，激烈的市场竞争中洞察先机，根据行业环境及时调整经营策略，为战略投资者选择恰当的投资时机和公司领导层做战略规划提供了准确的市场情报信息及科学的决策依据，同时对银行信贷部门也具有极大的参考价值。

报告目录：

第一章　农药行业概述

第一节　行业相关界定

一、农药的定义

二、行业发展历程

第二节　农药产品细分及特性

一、产品分类情况

二、行业产品特性分析

第三节　农药行业地位分析

一、行业对经济增长的影响

二、行业对人民生活的影响

三、行业关联度情况

第二章　中国农药行业宏观经济环境分析

第一节　2010-2012年全球宏观经济分析

一、2008-2009年全球宏观经济运行概况

二、2010-2012年全球宏观经济趋势预测

第二节　2010-2012年中国宏观经济环境分析

一、2008年中国宏观经济发展情况

二、2010-2012年中国宏观经济趋势预测

第三节　金融危机对中国经济的影响

一、金融危机对全球经济的影响

二、金融危机对中国主要行业的影响

第三章　中国农药行业政策技术环境分析

第一节　农药行业政策法规环境分析

一、行业“十一五”规划解读

二、行业相关标准概述

三、行业税收政策分析

四、行业环保政策分析

五、行业政策走势及其影响

第二节　农药行业技术环境分析

一、国际技术发展趋势

二、国内技术水平现状

三、科技创新主攻方向

第四章　2008-2009年中国农药行业总体发展状况

第一节　中国农药行业规模情况分析

一、行业单位规模情况分析

二、行业人员规模状况分析

三、行业资产规模状况分析

四、行业市场规模状况分析

五、行业敏感性分析

第二节　中国农药行业产销情况分析

一、行业生产情况分析

二、行业销售情况分析

三、行业产销情况分析

第三节　中国农药行业财务能力分析

一、行业盈利能力分析与预测

二、行业偿债能力分析与预测

三、行业营运能力分析与预测

四、行业发展能力分析与预测

第五章　2008-2009年中国农药行业市场发展分析

第一节　2008-2009年中国农药市场分析

一、2008年农药市场形势回顾

二、2009年农药市场形势分析

第二节　中国农药行业市场产品价格走势分析

一、中国农药行业市场价格影响因素分析

二、2008-2009年中国农药行业市场价格走势分析

第三节　中国农药行业进出口市场分析

一、2008-2009年中国农药行业进口市场分析

二、2008-2009年中国农药行业出口市场分析

第四节　中国农药行业市场发展的主要策略

一、发展国内农药业的相关建议与对策

二、中国农药产业的发展建议

第六章　2008-2009年中国农药行业竞争格局分析

第一节　农药行业竞争结构分析

一、现有企业间竞争

二、潜在进入者分析

三、替代品威胁分析

四、供应商议价能力

五、客户议价能力

第二节　农药企业国际竞争力比较

一、生产要素

二、需求条件

三、支援与相关产业

四、企业战略、结构与竞争状态

五、政府的作用

第三节　农药行业竞争格局分析

一、农药行业集中度分析

二、农药行业竞争程度分析

第四节　2010-2012年农药行业竞争策略分析

一、金融危机对行业竞争格局的影响

二、2010-2012年农药行业竞争格局展望

三、2010-2012年农药行业竞争策略分析

第七章　2008-2009年中国农药行业重点企业发展分析

第一节　A企业

一、企业概况

二、企业经营状况分析

三、企业竞争力分析

四、企业应对金融危机策略分析

第二节　B企业

一、企业概况

二、企业经营状况分析

三、企业竞争力分析

四、企业应对金融危机策略分析

第三节　C企业

一、企业概况

二、企业经营状况分析

三、企业竞争力分析

四、企业应对金融危机策略分析

第四节　D企业

一、企业概况

二、企业经营状况分析

三、企业竞争力分析

四、企业应对金融危机策略分析

第五节　E企业

一、企业概况

二、企业经营状况分析

三、企业竞争力分析

四、企业应对金融危机策略分析

第八章　2010-2012年中国农药行业发展前景预测

第一节　行业发展前景分析

一、行业市场发展前景分析

二、行业市场蕴藏的商机分析

三、行业行业“十一五”整体规划解读

第二节　2010-2012年中国农药行业市场发展趋势预测

一、2010-2012年行业需求预测

二、2010-2012年行业供给预测

三、2010-2012年中国农药行业市场价格走势预测

第三节　2010-2012年中国农药技术发展趋势预测

一、产品发展新动态

二、产品技术新动态

三、产品技术发展趋势预测

第九章　2010-2012年中国农药行业投资分析

第一节　行业投资机会分析

一、投资领域

二、主要项目

第二节　行业投资风险分析

一、市场风险

二、成本风险

三、贸易风险.第三节　行业投资建议

一、把握国家投资的契机

二、竞争性战略联盟的实施

农药水环境化学行为研究进展 第6篇

挥发性有机物 (volatile organic compounds, VOCs) 是指任何一种参加大气光化学反应的含碳化合物, 不包括一氧化碳、二氧化碳、碳酸、碳酸盐、金属碳化物、金属碳酸盐以及碳酸铵 (http://www.epa.gov/ttn/naaqs/ozone/ozonetech/def_voc.htm) 。其组成极其复杂, 大多数VOCs物种本身就具有毒理特性, 其中一些VOCs物种还具有较强的光化学反应活性, 是造成O3污染的重要前体物[1];同时其大气化学反应的产物是细颗粒物中的重要组分, 也是导致灰霾天气的重要前体物[2~4]。可见, VOCs对复合型大气污染的形成具有十分重要的促进作用。

我国环境保护部颁布的首部大气污染防治综合性规划-《重点区域大气污染防治“十二五”规划》将挥发性有机物 (VOCs) 列为下一阶段大气污染控制的重点污染物之一。可见挥发性有机物的污染问题已经引起了我国的高度重视, 特别是挥发性有机物的光化学污染, 其中最典型的是光化学烟雾污染以及高频率灰霾天气的出现。VOCs的光化学行为极其复杂, 本文基于国内外的研究动态, 从VOCs的大气反应活性、二次有机气溶胶 (SOA) 的生成贡献以及与NOX、O3的关系3个方面综述了大气VOCs的光化学行为。

2 大气中VOCs的化学反应活性研究

挥发性有机物 (VOCs) 是对流层臭氧 (O3) 和二次有机气溶胶 (SOA) 等二次污染的重要前体物, 其光化学反应主导着光化学烟雾的进程, 对城市和区域臭氧的生成至关重要, 同时, 其大气化学反应的产物是细颗粒物中的重要组分。因此, 研究VOCs的大气反应活性是研究大气复合型污染的重要基础。目前, 环境空气中VOCs的大气反应活性研究已成为国内外众多学者关注的焦点。

VOCs的大气反应活性是指VOCs中的组分参与大气化学反应的能力, 通常采用等效丙烯浓度、羟基 (OH) 消耗速率和臭氧生成潜势 (OFP) 来表征, 其中OH消耗速率常数 (KOH) 和最大增量反应活性 (MIR) 均来自文献[5~7]。Atkinson等[5]对主要的VOCs物种 (烷烃、烯烃、芳香烃、醛类和酮类化合物) 与大气中O3和OH的反应机制进行了详细的描述, 并给出了各VOCs组分与OH、HO2、NO3、RO、RO2和O3等自由基的大气反应速率常数;Carter[6]经研究给出了最大增量反应活性 (MIR) 的修正值。Rappenggluck等[8]利用等效丙烯浓度衡量了智力圣地亚哥的大气反应活性, 占大气VOCs混合比45%~60%的烷烃仅提供了20%的大气化学活性, 而且大气化学活性呈现明显的日变化规律, 早晨烯烃是关键活性组分, 中午是芳香烃, 下午则是异戊二烯。Dolgorouky等[9]模拟并计算了巴黎及周边地区的OH消耗速率, 在10s-1~130s-1之间, 主要活性物种为乙醛、乙醇、乙烯、丙烯、异戊二烯以及二甲苯;而且提出无机组分的活性也较大。Stroud等[10]对比了模拟和计算结果, 得出加拿大的主要活性物种为芳香烃, 但是由于异戊二烯贡献的差别, 结果略有差异。

国内VOCs的大气反应活性研究多以OH消耗速率和臭氧生成潜势 (OFP) 为基础。邵敏等[11,12]分析了北京市各类VOCs组分的化学反应活性, 结果显示, 北京市大气VOCs化学活性非常强, 总体上大气OH自由基的反应速率常数超过了乙烯的反应速率常数;在大气VOCs的混合比中仅占15%的烯烃化合物提供了约75%的大气化学活性, 其中尤以C4和C5的烯烃组分最为重要, 除此之外芳香烃的贡献也较大。Ran等[13]基于臭氧生成潜势 (OFP) 研究了中国北部平原的大气反应活性, 认为人为源VOCs对大气反应活性最为重要, 其中关键活性组分是2-丁烯 (18%) 、异戊二烯 (15%) 、3-甲基苯 (11%) 、二甲苯 (8.5%) 、3-甲基己烷 (6%) 、正己烷 (5%) 、甲苯 (4.5%) 。Zheng等[14,15]等以臭氧生成潜势 (OFP) 为基础研究了珠三角地区大气VOCs的化学反应活性以及关键活性物种, 研究发现, 对OFP贡献最大的前10种物质为异戊二烯、间, 对-二甲苯、甲苯、乙烯、丙烯、邻-二甲苯、1, 2, 4-三甲基苯、2-甲基-2-丁烯、1-丁烯以及a-蒎烯, 其体积分数仅占TVOC的35.9%, 却提供了65.1%的大气化学活性;广州大气中较活泼的VOCs物种为C4、C5烯烃和苯系物;Liu等[16]以OH消耗速率为基础研究了广州和新垦大气VOCs的反应活性, 广州大气中主要VOCs活性组分是烯烃, 而新垦是芳香烃。陈长虹领导的研究小组[17,18]研究了上海市的大气反应活性及其关键活性组分, 得出上海市城区大气VOCs的OH平均消耗速率常数和最大增量反应活性与乙烯相当, 大气的平均化学反应活性较强, 其中对大气VOCs化学反应活性产生较大影响的主要组分是烯烃和芳香烃, 对LOH贡献率最大的是烯烃42.21%, 其次是芳香烃40.83%, 对OFP贡献率最大的是芳香烃62.75%, 其次是烯烃21.70%;VOCs中的关键活性组分是二甲苯、甲苯、乙苯、乙烯、丙烯、反-2-丁烯以及异戊二烯等物质。可见, 由于城市地区VOCs的来源复杂, 不同研究得出的大气反应活性及其关键活性组分有一定的差异。

3 大气中VOCs的二次有机气溶胶 (SOA) 生成贡献研究

二次有机气溶胶 (SOA) 是VOCs大气光化学反应产物最重要的产物, 通常认为, VOCs中含碳数大于6的烷烃、烯烃、芳香烃和羟基化合物都可以生成SOA[19,20]。目前估算SOA生成常用的方法是根据环境中实测的VOCs浓度反推出初始的排放浓度, 假设这些排放的VOCs全部被消耗, 通过气溶胶生成系数 (FAC) 计算SOA生成潜势。这种利用FAC估算SOA的方法优点在于能从VOCs的排放清单或环境浓度直接估算出SOA的浓度, 并能反映各SOA前体物的相对贡献。

为了回答实际环境中大气VOCs的化学反应对细粒子的贡献, 国内外开展了大量的烟雾箱实验研究。早在20世纪70年代, Heisler等[21]在烟雾箱实验观测到SOA的生成, 到80、90年代, Grosjean等[20,22]利用烟雾箱实验估算出活性有机气体 (ROG) 的气溶胶生成系数 (FAC) , 并给出了SOA的主要成分是羟基化合物、脂肪族酸、苯酚和含硝基的芳香烃等。随后, 加拿大[23]、希腊[24]、美国[25]以及北京[26]、上海[27]等地基于VOCs监测数据结合气溶胶生成系数 (FAC) 对SOA的生成潜势做了有意的探讨。

Barthelmie等[23]利用FAC系数法预测了加拿大不列颠哥伦比亚省SOA的生成, 研究发现, SOA生成潜势呈现明显的季节变化特征, 且生成的SOA对颗粒物种总有机碳的贡献只有3%;Turpin等[28]在加利福尼亚南部的研究发现, VOCs生成的SOA占颗粒物中总有机碳的70%。Dechapanya等[25]研究了美国休斯顿/加尔维斯顿人为源排放的VOCs对SOA生成的贡献, 结果显示, 面源和非道路移动源对SOA前体物的贡献为56%, 移动源和点源的贡献分别为27%、16%, 点源排放的VOCs对SOA生成的贡献高达53%;对SOA贡献较大的物种为萜烯 (50%) 、甲苯 (11.99%) 和二甲苯 (4.84%) 。Hamilton等[29]在西班牙的研究发现, 绿叶中顺-3-己烯醋酸酯和顺-3-己烯醇是SOA生成的重要前体物, 其贡献率是异戊二烯的1/3。郝吉明院士领导的研究小组[26]对北京市夏季SOA的生成潜势进行了估算, 结果表明, 在检测到的70种VOCs中有31种是SOA的前体物, 生成的SOA占细粒子 (PM2.5) 有机组分的30%, 其中对SOA生成贡献最大的前5个物种是甲苯、二甲苯、蒎烯、乙苯和正十一烷;人为源芳香烃和天然源烯烃对北京市SOA的贡献分别为76%、16%。王倩等[27]利用气溶胶生成系数 (FAC) 和OC/EC比值法研究了上海市秋季大气VOCs对二次有机气溶胶的生成贡献, 结果发现烷烃和芳香烃对SOA的生成潜势分别占3.36%和96.64%, 芳香烃不仅是OFP的关键活性组分, 同时也是SOA的重要前体物。基于以上VOCs对SOA生成潜势的研究, 结果发现萜烯和芳香烃具有较强的二次有机气溶胶生成潜势。

除利用FAC估算SOA之外, 还有一些学者采用有机碳/元素碳 (OC/EC) 比值法来估算SOA, 这种方法需要长期的OC、EC监测数据, 而且结果受排放源特征OC/EC选取的影响较大, 且无法得到各个前体物对SOA生成的相对贡献。通常采用的估算大气中SOA含量的公式为:SOA=SOC×CoefSOA/SOC= (TOC-EC× (OC/EC) min) ×CoefSOA/SOC;式中, TOC为大气细颗粒中总有机碳含量;EC为细颗粒中元素碳的含量; (OC/EC) min为实测得到的OC/EC最小比值, ;CoefSOA/SOC为SOA与SOC之间的转换系数, 一般为1.2~2.6[30]。周敏等[31]估算了上海市城区灰霾天气和非灰霾天气PM2.5中的SOC浓度, 分别为1.64~17.96μg·m-3和0.25~2.83μg·m-3, 分别占OC的10.7%~66.7%和9.2%~52.5%。王倩等[27]利用OC/EC比值法对上海市SOA生成潜势的研究结果显示, 比值法得出的SOA浓度值明显高于FAC系数法, 一方面是由于测得的SOA前体物较少, SOA的前体物不仅包含VOCs, 还包括半挥发性有机物 (SVOC) 和中等挥发性有机物 (IVOC) 以及植物排放的挥发性有机物 (BVOC) [32,33];另一方面是由于气溶胶生成系数 (FAC) 是由烟雾箱实验获得, 而烟雾箱实验受温度、湿度、紫外光、颗粒物酸度以及有机气体之间的比例等因素的影响[34~36]。邵敏领导的研究小组[37]介绍了基于二产物和基于挥发性分级两种参数化估算方法, 其估算值明显低于实测值。

4 大气中VOCs与NOX、O3的关系

挥发性有机物 (VOCs) 是对流层臭氧 (O3) 的重要前体物, 其光化学反应主导着光化学烟雾的进程, 对城市和区域臭氧的生成至关重要。大量研究认为, O3浓度的变化趋势与VOCs和NOX呈负相关[38], 在光照较强的中午出现峰值, 夜间浓度较低, 这主要是由于夜间VOCs和NOX浓度较低, 而且没有光照, 光化学反应很弱。可见, O3的生成与VOCs的光化学反应及光化学年龄有密切的关系, 通常选取E/E (乙烷/乙炔) 、E/C (乙炔/CO) 和E/X (乙苯/间、对-二甲苯) 来衡量气团的大气化学反应进度和光化学年龄。解鑫等[39]选取E/X (乙苯/间、对-二甲苯) 探究了广州大气VOCs的光化学反应以及气团的光化学进程在O3生成中的作用, E/X比值与O3的浓度在时间上的重合, 说明了O3的形成与VOCs的光化学反应有很好的相关性, 这与Wang等[40]的研究结果一致, 在气团的传输过程中, NOX和VOCs不断发生反应生成O3, 致使下风向郊区O3浓度高于中心城区, 这也与NOX的滴定作用有关。

Sillman[41]认为影响O3生成处于VOCs敏感区和NOX敏感区的因素主要有VOCs/NOX比值、VOCs的反应活性、VOCs的生物源、光化学年龄以及气象扩散条件, 而且对VOCs和NOX的控制存在不确定性。国内外的一些研究中通常采用VOCs/NOX比值来定性分析大气中O3浓度与NOX和VOCs的关系, 这是光化学研究采用的一种比较简便的判别方法, VOCs/NOX比值小于5.5时, OH自由基和NOX的反应占主导地位, O3生成对VOCs浓度的变化比较敏感;VOCs/NOX比值大于5.5时, OH自由基和VOCs的反应占主导地位, O3生成对NOX浓度的变化比较敏感[7]。

Ran等[13]估算出中国北部平原VOCs/NOX比值约为10 (大于5.5) , 认为O3的生成处于NOX控制区, 随后运用光化学箱体模型NCAR-MM做了进一步验证, 发现在NOX浓度小于40ppbv时处于NOX敏感区, 高于40ppbv时处于VOCs敏感区。北京VOCs/NOX比值约为11.8, 处于NOX控制区[42]。法国马赛市VOCs/NOX比值为5, 可见处于VOCs敏感区[43]。Geng等[38]和Zhang等[44]利用光化学箱体模型NCAR-MM和OBM模型研究发现, 上海市和香港O3的生成均处于VOCs敏感区, 且城区O3的生成受高浓度NOX的抑制, 致使郊区O3浓度高于中心城区。Zhang等[44]又运用dCO/dNOy比值法结合后向轨迹研究了香港大气中的O3大多数是由本地产生的。Wang等[45]运用MM5-TCTM研究了中国东部地区生物排放的VOCs和NOX对O3生成的影响较为显著, 而且多数大城市处于VOCs敏感区, 但是黄河流域处于NOX敏感区;其中当VOCs浓度在5ppbv时, O3的浓度增加;NOX对O3的生成取决于VOCs和NOX的比例。Kannari等[46]在日本系统研究了周末O3浓度的时空变化特征以及O3生成的敏感区问题, 发现在城区O3的生成处于VOCs敏感区, 随着气团的传输到达郊区过渡为NOX敏感区。Sillman等[47]运用光化学模型研究了墨西哥O3的形成, 利用O3/NOy、H2O2/HNO3、NOX/NOy、VOCs/NOX比值, 做了O3生成对VOCs和NOX的敏感性研究, 墨西哥O3的生成对VOCs和NOX的敏感度不确定, 早上处于VOCs敏感区, 下午过渡为NOX敏感区。Pusede等[48]研究了加利福尼亚O3生成与NOX、VOCs的关系, 且随着温度的升高, 逐渐过渡为NOX敏感区。

5 结语

农药水环境化学行为研究进展 第7篇

一、着力强化农药安全使用指导

各地农业部门要重点加强对蔬菜、水果等鲜食农产品生产企业、农民专业合作社的技术指导,特别是进一步督促其健全和完善农产品生产记录,对生产的农产品进行自检或委托检验,防止不合格农产品上市。要充分利用基层农技推广体系和科技入户工程,大力宣传国家有关法律法规和禁限用农药危害,加大对农民合理使用农药的培训力度,根据农业生产的季节特点,指导农民科学、合理使用农药。要综合运用农业防治、物理防治、生态控制和化学防治等防控措施,大力推广绿色防控和高效、安全施药技术,推进农药“统购、统供、统配和统施”服务,防止滥用、乱用、误用农药,严格执行安全间隔期制度。

二、严格规范农药经营流通行为

各地有关部门要按照职责分工加强农药经营流通行为的监管。加强对农药经营单位所销售产品的生产许可(生产批准证书)和登记真实性、标签合法性的核查;蔬菜、水果等鲜食农产品主产区要特别重视禁限用高毒农药的监管。要加强对农药运输的监管,对国家明令禁止生产、使用的高毒农药不得运输,对合法生产、使用的高毒农药要按照危险货物运输的有关规定执行。供销合作社农资企业和邮政企业要严格落实农药经营管理规定,把好农药进货关,推进农药连锁经营和统一采购。工商部门要加强农药经营索证索票制度监督力度。农业、工商部门要加强对农药广告的审查和监管,依法查处虚假违法农药广告。

三、组织开展高毒农药生产企业清理工作

各地工信部门要会同农业等部门对高毒农药生产企业进行清查,重点核查各企业是否具备农药生产定点资质和农药生产条件,所生产的产品是否取得农药登记证、生产许可证或农药生产批准文件,农药产品是否含有禁用成分。对不符合法定条件的,立即责令停止生产,并报请国务院有关部门按照各自职责撤销相应农药生产定点资质、生产许可证、生产批准文件、农药登记证等许可证。

四、切实加强农药产品质量监管

各地有关部门要按照2010年农资打假方案的要求,加强对农药产品质量的监管。要加强对农药生产环节产品质量的监督抽查,重点抽查高毒农药生产企业,强化生产企业质量安全意识,对产品质量不符合要求、多次检查不合格的,列为重点监控对象,实施动态跟踪。要严厉查处侵犯他人注册商标专用权,假冒知名农药特有的名称、包装、装潢或使用与之近似的名称、包装、装潢的行为,及时受理消费者的申诉举报。

五、严厉打击违法生产经营行为

各地要集中力量查处制售假劣农药的重大恶性案件,特别要加大对农药生产“黑窝点”的打击力度,及时曝光查处的典型案例,涉嫌犯罪的要依法及时移交司法机关,坚决杜绝“以罚代刑”。

禁止生产、销售和使用的农药名单(23种)

六六六 滴滴涕 毒杀芬 二溴氯丙烷 杀虫脒 二溴乙烷 除草醚 艾氏剂 狄氏剂 汞制剂 砷类 铅类 敌枯双 氟乙酰胺 甘氟 毒鼠强 氟乙酸钠 毒鼠硅 甲胺磷 甲基对硫磷 对硫磷 久效磷 磷胺

在蔬菜、果树、茶叶、中草药材等作物上

限制使用的农药名单(19种)

禁止甲拌磷、甲基异柳磷、特丁硫磷、甲基硫环磷、 治螟磷、内吸磷、克百威、涕灭威、灭线磷、硫环磷、蝇毒磷、地虫硫磷、氯唑磷、苯线磷在蔬菜果树、茶叶、中草药材上使用。禁止氧乐果在甘蓝上使用。禁止三氯杀螨醇和氰戊菊酯在茶树上使用。禁止丁酰肼(比久)在花生上使用。禁止特丁硫磷在甘蔗上使用。除卫生用、玉米等部分旱田种子包衣剂外,禁止氟虫腈在其他方面的使用。

任何农药产品都应按照农药登记批准的使用范围使用,禁止超范围使用。

菜农农药使用行为影响因素研究 第8篇

1.1 菜农农药使用行为情况

在调查的193份农户中, 当问到使用无公害农药的意愿时, 有100户菜农表示愿意使用, 即使无公害农药价格较一般农药高。由此看来, 菜农使用无公害农药的意愿不是很高, 使用不安全农药的农户还占有很大比例, 这是导致蔬菜质量安全问题的直接原因之一。

1.2 选择农药的决策渠道

农户选择农药的决策方式分为自行决定、亲朋邻居推荐、卖主推荐和电视广告及其他5种。通过调查, 自行决定用药品种的有98人, 靠亲朋邻居推荐的有32人;卖主推荐对农户选择农药也有很大的影响, 有63人经过卖主推荐选择农药;通过电视广告和其他方式决策的人数较少。由此可以看出, 蔬菜种植户选择农药品种时最主耍的决策方式是自行决定、亲朋邻居推荐和卖主的推荐。

1.3 购买农药时最先考虑的因素

蔬菜种植户在购买农药时会考虑多种因素, 农药的价格、药效、毒性等都会影响农户的购买决策。调查显示, 最先考虑农药价格的占10.2%, 最先考虑农药对环境的影响的占11.3%, 最先考虑农药毒性的占9.6%, 71.3%的农户将防治效果作为购买农药时最先考虑的因素, 远远超过其他因素的比例, 这与农户追求经济利益的目的是一致的。

2 菜农农药使用行为差异性分析

2.1 农户特征与菜农农药使用行为

被调查者的年龄分成20~30、31~40、41~50、51~60岁和60岁以上5组, 通过统计, 随着农户年龄的增大, 菜农越倾向于使用安全农药。菜农的受教育程度分为小学及以下、初中、高中 (中专) 和大专及以上4组, 将其与菜农使用农药行为进行交互分析, 随着文化程度的提高, 更倾向于选择使用安全农药, 使用不安全农药的比例减少。

2.2 家庭特征与菜农衣药使用行为

菜农的主要收入来源即指是否为蔬菜种植, 将其分为是蔬菜种植和不是蔬菜种植2组。调查结果显示, 蔬菜种植为农户的主要收入来源时, 菜农更倾向于使用安全的农药。

3 蔬菜安全与菜农农药使用行为

3.1 对蔬菜安全的关注程度

将菜农对蔬菜安全的关注程度分为根本不关注、基本不关注、有些关注、比较关注和十分关注。从统计结果看出, 菜农对蔬菜安全关注程度越高, 越愿意使用安全的农药。

3.2 农药对健康危害的认知

将菜农关于蔬菜使用农药对健康危害认知的判断分为根本无影响、基本无影响、有些影响、比较有影响和影响非常大, 从统计结果看出, 农户认为蔬菜使用农药对人体健康危害越大, 越会在行动上作出使用安全农药的决策。

4 对策建议

4.1 提高菜农对蔬菜安全重要性的认知

菜农一味追求经济利益忽视蔬菜质量安全, 是现阶段菜农仍然使用高毒等国家禁用农药的重要原因。因此, 首先要提高菜农对蔬菜安全的认知, 只有当菜农主观上认识到蔬菜质量安全的重要性, 才会有意识地去改变自己的行为。

4.2 提高农村劳动力的素质

目前劳动力文化水平较低直接影响着农户使用农药的行为, 或客观上无意识地选择了高毒农药, 或主观上青睐高毒农药, 这都对蔬菜的安全生产造成了威胁。因此, 从长远来看, 最根本的措施就是对症下药地解决受教育程度低下的问题。即加大教育投入, 综合提高农户的道德素质和能力素质。

4.3 提高农户种植蔬菜的技术水平

农药水环境化学行为研究进展 第9篇

各省、自治区、直辖市、计划单列市及新疆生产建设兵团农业(农牧)、农垦厅(局、委、办),人民法院,人民检察院,工业和信息化主管部门,公安厅(局),监察厅(局),交通运输厅(局),工商行政管理局,质量技术监督局,供销合作社,邮政管理局:

农药是重要的农业生产资料,关系到农业生产安全和农产品质量安全。近年来,各地区各部门采取了有力措施,坚决打击制售假劣农药违法犯罪行为,教育农民科学安全使用农药,农药监管工作取得了明显成效。但一些地区农药市场秩序混乱和非法制售禁限用高毒农药的问题仍未彻底解决,给农产品质量安全带来严重隐患。各地区各部门要立即行动,切实加强农药监管,整顿和规范农药市场秩序,严厉打击违法制售禁限用高毒农药行为。现就有关事项通知如下:

一、着力强化农药安全使用指导

各地农业部门要重点加强对蔬菜、水果等鲜食农产品生产企业、农民专业合作社的技术指导,特别是进一步督促其健全和完善农产品生产记录,对生产的农产品进行自检或委托检验,防止不合格农产品上市。要充分利用基层农技推广体系和科技入户工程,大力宣传国家有关法律法规和禁限用农药危害,加大对农民合理使用农药的培训力度,根据农业生产的季节特点,指导农民科学、合理使用农药。要综合运用农业防治、物理防治、生态控制和化学防治等防控措施,大力推广绿色防控和高效、安全施药技术,推进农药“统购、统供、统配和统施”服务,防止滥用、乱用、误用农药,严格执行安全间隔期制度。

二、严格规范农药经营流通行为

各地有关部门要按照职责分工加强农药经营流通行为的监管。加强对农药经营单位所销售产品的生产许可(生产批准证书)和登记真实性、标签合法性的核查;蔬菜、水果等鲜食农产品主产区要特别重视禁限用高毒农药的监管。要加强对农药运输的监管,对国家明令禁止生产、使用的高毒农药不得运输,对合法生产、使用的高毒农药要按照危险货物运输的有关规定执行。邮政管理部门要加强对寄递服务企业的监管,督促企业严格执行《禁寄物品指导目录及处理办法》的有关规定,不得违规收寄农药产品。供销合作社农资企业和邮政企业要严格落实农药经营管理规定,把好农药进货关,推进农药连锁经营和统一采购。工商部门要加强农药经营索证索票制度监督力度。农业、工商部门要加强对农药广告的审查和监管,依法查处虚假违法农药广告。

三、组织开展高毒农药生产企业清理工作

各地工信部门要会同农业等部门对高毒农药生产企业进行清查,重点核查各企业是否具备农药生产定点资质和农药生产条件,所生产的产品是否取得农药登记证、生产许可证或农药生产批准文件,农药产品是否含有禁用成分。对不符合法定条件的,立即责令停止生产,并报请国务院有关部门按照各自职责撤销相应农药生产定点资质、生产许可证、生产批准文件、农药登记证等许可证。生产高毒农药的企业要建立健全高毒农药原料采购以及生产销售台账,掌握高毒农药生产数量和销售流向。

四、切实加强农药产品质量监管

各地有关部门要按照2010年农资打假方案的要求,加强对农药产品质量的监管。要加强对农药生产环节产品质量的监督抽查,重点抽查高毒农药生产企业,强化生产企业质量安全意识,对产品质量不符合要求、多次检查不合格的,列为重点监控对象,实施动态跟踪。要严厉查处侵犯他人注册商标专用权,假冒知名农药特有的名称、包装、装潢或使用与之近似的名称、包装、装潢的行为,及时受理消费者的申诉举报。要加大农药产品质量监督抽查力度,加强农药标签检查。对被抽查产品,要重点检测其中是否含有禁用或限用高毒农药成分。对检查中发现的违法产品,要依照有关规定收缴和销毁,对违规生产经营单位要严肃处理。

五、严厉打击违法生产经营行为

各地要集中力量查处制售假劣农药的重大恶性案件,特别要加大对农药生产“黑窝点”的打击力度,及时曝光查处的典型案例,涉嫌犯罪的要依法及时移交司法机关,坚决杜绝“以罚代刑”。行政执法机关在案件查处过程中,要主动向公安、检察机关通报情况,在移送涉嫌犯罪案件时,要接受监察、检察机关的监督。对于线索明显、事实清楚的重大案件,公安机关要提前介入。检察机关、法院要加大对制售假劣和禁用农药违法犯罪行为的打击力度,特别是对重大恶性案件,要依法从严处理。各级司法机关要注重针对此类犯罪现象的调研,加强法律适用问题的研究,以保证准确、有效地打击犯罪。要坚持属地管理原则,建立责任追究制度,对监管不力的地方,要追究失职渎职的单位和个人的责任,对涉嫌犯罪的,要移送司法机关追究刑事责任。国务院有关部门将组成联合督导检查组,选择重点地区进行督导检查。

各地方各部门要加强工作的协调与配合,及时沟通相关信息,形成工作合力,提升整体监管效能。对跨地区、跨部门的重大案件,要联合行动,重拳出击,确保案件查办到位。要落实农药监管所需工作经费,整合各种项目资源,加强农药产品质量和农药残留检验检测能力建设。要进一步加大对高毒农药禁限用管理规定的宣传力度,增强农药生产、经营、使用者自觉守法意识,及时宣传整治工作成效,为整治工作营造良好的社会舆论氛围。

附件:

1.禁止生产、销售和使用的农药名单。

2.在蔬菜、果树、茶叶、中草药材等作物上限制使用的农药名单。

农业部 最高人民法院 最高人民检察院 工业和信息化部

公安部监察部 交通运输部国家工商行政管理总局

国家质量监督检验检疫总局中华全国供销合作总社

附件1:禁止生产、销售和使用的农药名单(23种)

六六六,滴滴涕,毒杀芬,二溴氯丙烷,杀虫脒,二溴乙烷,除草醚,艾氏剂,狄氏剂,汞制剂,砷类,铅类,敌枯双,氟乙酰胺,甘氟,毒鼠强,氟乙酸钠,毒鼠硅,甲胺磷,甲基对硫磷,对硫磷,久效磷,磷胺。

附件2:在蔬菜、果树、茶叶、中草药材等作物上限制使用的农药名单(19种)

禁止甲拌磷,甲基异柳磷,特丁硫磷,甲基硫环磷,治螟磷,内吸磷,克百威,涕灭威,灭线磷,硫环磷,蝇毒磷,地虫硫磷,氯唑磷,苯线磷在蔬菜、果树、茶叶、中草药材上使用。禁止氧乐果在甘蓝上使用。禁止三氯杀螨醇和氰戊菊酯在茶树上使用。禁止丁酰肼(比久)在花生上使用。禁止特丁硫磷在甘蔗上使用。除卫生用、玉米等部分旱田种子包衣剂外,禁止氟虫腈在其他方面的使用。