残膜污染防治与可降解地膜生态环境影响评价.pdf

p山 东 农 业 科 学 2016， 48 12 111 ～116 Shandong Agricultural SciencesDOI 10．14083/j． issn．1001 －4942．2016．12．025收稿日期 2016 －07 －01基金项目 山东省重点研发计划项目 2015GNC111008 ; 公益性行业 农业 科研专项 201503105 ; 山东省自主创新及成果转化专项 2014ZZCX01105 ; 济南市 2015 年科学技术发展计划第二批项目 201502030 ; 山东省科技惠民计划项目 2013kjhm010307作者简介 李倩 1984 － ， 女 ， 博士 ， 工程师 ， 研究方向为农业 、环境标准化 。E － mail liqian sdis． cn残膜污染防治与可降解地膜生态环境影响评价李倩1， 安洁1， 石宝翠1， 周经纶2， 王丽红2， 明照岳2 1． 山东省标准化研究院 ， 山东 济南 250014; 2． 山东天壮环保科技有限公司 ， 山东 济南 250100摘 要 地膜作为重要的农业生产资料 ， 在我国使用量十分巨大 。2014 年全国地膜使用量达到 144 万吨 ， 比 1992 年增长了近 3 倍 ， 年均增长率约为 6; 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。但传统透明塑料地膜性能稳定 ， 不易降解 ， 大量残留在耕地中 ， 部分地区残膜量远高于我国 75． 0kg/hm2的残留限值 ， 表现出积累效应明显 、污染区域差异大 、污染强度逐年增大的特征 。可降解地膜是降低残膜对农田环境污染的有效手段 ， 本研究考虑可降解地膜迁移 、转化 、归趋过程 ， 利用残膜率 、未出苗率 、蚯蚓死亡率和重金属污染度指标 ， 建立可降解地膜生态环境影响评价模型 ， 并将可降解地膜对生态环境的影响分为无影响 、影响较小 、中等影响和影响较大四级 ， 为评价可降解地膜生态环境影响提供了一种研究思路 。关键词 残膜污染 ; 可降解地膜 ; 生态环境 ; 影响评价中图分类号 X825 文献标识号 A 文章编号 1001 －4942 2016 12 －0111 －06Control of Ｒesidual Film Pollution and EcologicalEnvironment Impact Assessment of Degradable Mulch FilmLi Qian1， An Jie1， Shi Baocui1， Zhou Jinglun2， Wang Lihong2， Ming Zhaoyue2 1． Shandong Institute of Standardization， Jinan 250014， China;2． Shandong Tianzhuang Environment Protection Science and Technique Co． ， Ltd． ， Jinan 250100， ChinaAbstract As an important agricultural production materials， plastic film has a huge use in China． Theusage amount of mulch film in 2014 reached to 1．44 million tons， which increased by three times than that in1992 with the annual growth rate of about 6． The sum covered area of three provinces of Xinjiang， Shandongand Gansu occupied 38 of the total covered area in China． The traditional transparent plastic film is not easyto degrade after using because of its stable properties． The residual film quantity in farmland in some area ismuch higher than the limit value of 75．0 kg/hm2in China． The residual film pollution shows the characteris-tics of obvious accumulative effect， large difference in different pollution areas and annual increasing pollutionintensity． Degradable mulch film is an effective way to prevent the residual film pollution． Considering the mi-gration， transation and fate processes of degradable plastic film， the ecological environment impact assess-ment model was established with rate of residual film， seedling non － emergence rate， earthworm mortality andheavy metal pollution level as indices． The model assessed and divided the ecological environment impact ofdegradable plastic film into four levels of no impact， small impact， medium impact and large impact． Thisstudy provided a research for uating the ecological environment impact of degradable mulch film．Keywords Ｒesidual film pollution; Degradable film; Ecological environment impact; Assessment地膜具有增温保墒 、增加土壤肥力 、防治病虫害等作用 ， 我国作为农业大国 ， 每年地膜用量十分巨大 ， 目前已成为世界上地膜用量最多 、覆盖面积最大 、覆盖作物种类最多的国家［ 1］。常用的塑料地膜是以聚乙烯 、聚氯乙烯为主要原料 ， 通过添加抗氧化剂 、紫外线吸收剂等制成的有机化合材料 ，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 hhm－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211 山 东 农 业 科 学 第 48 卷北 、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 。数据来源 中国农村统计年鉴 ， 不包括港澳台 。下图同 。图 1 1992 －2014 年全国地膜使用量发展趋势图 2 1993 －2014 年全国地膜覆盖面积图 3 2014 年全国各省市地膜覆盖面积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311第 12 期 李倩 ， 等 残膜污染防治与可降解地膜生态环境影响评价强度年平均增长 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 。图 4 2014 年我国地膜使用强度及年均变化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 1 可降解地膜降解性能评价指标与标准序号 目标层 指标层 要求 评价标准1 崩解性有氧 12 周内 ， 厌氧 5 周内 ，90的地膜崩解为≤2 mm 的碎片ISO 16969; ISO 20200; EN 14045;GB/T 19811; GB/T 20197① 分子量 ＜5000ASTM D5272; GB /T 17603;ASTM D 5247; GB 19275② 失重率③ 厚度④ 羰基指数⑤ 拉伸断裂伸长率保留率 ≤5 GB/T 20197⑥ 重均相对分子质量下降率 ≥80 GB/T 20197⑦重均相对分子质量＜10000 的分子百分含量≥20 GB/T 201972 生物降解性6 个月有氧降解 90;2 个月厌氧降解 50;不可降解有机成分 ＜5ASTM D6954; AS 4736;ASTM D6400; EN 13432① 生物分解率 ≥60 GB/T 20197② 氧气消耗量ASTM D5338; ISO 14855;GB/T 19277; ASTM D 5988; ISO 17556③CO2产生量ISO 14855; ISO 17556;EN 14046; GB 19277; GB 22047④ CH4 产生量ISO 15985; ASTM D5210;ASTM D 55263 生态毒性AS 4736; BS 8472;ASTM D5951① 出苗率 ＞90ISO 11269; EN 13432;OECD Guideline 208② 植物生物量 ＞90③ 蚯蚓死亡率 ＜10， 14 天ISO 11268;ASTM E1676; OECD Guideline 207④ 重金属 见表 3 EN 13432; AS 4736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411 山 东 农 业 科 学 第 48 卷时间内的失重率 、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 。图 5 可降解地膜降解与评价流程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。表 2 可降解地膜生态环境影响评价指标序号 名称 释义 公式 测试方法 要求1 残膜率＞ 2 mm 的残膜碎片比例残膜率 残留地膜质量 /原使用地膜质量EN 13432、ASTMD6400＜10GB/T 20197 ＜402 未出苗率覆膜条件下未出苗的植株比例未出苗率 未出苗植株数 /总植株数OECD Guideline208＜103 蚯蚓死亡率实验室模拟条件下 14 天的蚯蚓死亡情况蚯蚓死亡率 死亡蚯蚓数 /总蚯蚓数OECD Guideline207＜104 重金属污染度重金属超出限值的程度重金属污染度① Ci/Si2max Ci/Si2av槡2内梅罗污染指数法注 ①中 ， Ci为重金属 i 的实测质量分数 ， mg/kg; Si表示重金属限值 ， 见表 3; Ci/Simax表示重金属污染最大值 ， Ci/Siav表示重金属污染平均值 ， i 表示某种重金属 。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。511第 12 期 李倩 ， 等 残膜污染防治与可降解地膜生态环境影响评价表 3 地膜重金属元素限值 mg/kg元素 限值 元素 限值 元素 限值Zn 150 Cr 50 Pb 50Cu 50 Mo 1 Hg 0．5Ni 25 Se 0．75 F 100Cd 0．5 As 5 Co 383．3 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 。表 4 可降解地膜生态环境影响分级等级 指数 影响程度 说明一 Ｒ≤1．3 无影响各项指标均符合国际标准规定 ， 残膜率 、未出苗率 、蚯蚓死亡率均 ＜10， 重金属含量未超标 ， 对生态环境基本无影响二 1．3 ＜ Ｒ≤1．6 影响较小残膜率 ＜40， 符合我国标准规定 ， 其他指标符合国际标准规定 ， 对生态环境影响较小三 1．6 ＜ Ｒ≤2．6 中等影响 指标有一定程度超标 ， 对生态环境具有中等影响四 Ｒ ＞2．6 影响较大 各项指标均不符合标准 ， 对生态环境影响较大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 kghm－2， 最高达 135 kghm－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 ～30cm 地膜残留量限值应不大于 75 kghm－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 degrad-able and biodegradable polyolefins ［ J］ ． Progress in PolymerScience， 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 invegetable production ［ J］ ． Oklahoma State University， OSUExtension 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 plasticfilms a critical review ［ J］ ． Journal of Polymers ＆ the Envi-ronment， 2007， 15 2 125 －150．［ 17］ U． S． EPA． Supplementary guidance for conducting health riskassessment 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 －1622．611 山 东 农 业 科 学 第 48 卷/p