酸化土壤治理方法精選(九篇)

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第1篇：酸化土壤治理方法范文

“最鎂”――力拓肥料（沈陽）有限公司采用世界專利技術生產的一種堿性鎂肥，標識技術指標：MgO≥27%，堿性因子≥50%，pH值9～10；執行標準GB/T 26568-2011，登記證號：農肥[2015]準備字4677號，專利證號：ZL200710159346.6。產品說明介紹該產品長效緩釋，補鎂控酸；能持久深入地調節土壤酸堿度，防止土壤酸化，減少鋁元素的毒害；提高肥料綜合利用率，減少根結線蟲病發生，促進作物健壯生長；釋放土壤中被固定的氮、磷、鉀等元素，避免土壤板結，是酸性土壤及酸化土壤補鎂、調酸的理想產品。

利川耕地酸化問題相當突出，耕地酸化面積大、程度深、分布廣、治理難，嚴重制約了利川農業的持續穩步健康發展，特別是給蔬菜產業帶來了災難性的影響，齊躍山等部分老蔬菜基地因酸化而淪為“不菜之地”，直接威脅到利川“蔬菜大縣”的美譽。近幾年，農業部門大力宣傳、示范引導廣施石灰、增施有機肥等常規治理措施，耕地酸化問題得到了一定遏制和緩解，但pH值低于5.5的酸性土壤仍然超過70%，特別是pH值低于4.5的強酸性耕地面積還占近30%。

為快速有效治理利川耕地酸化，穩步改善和提升耕地質量，利川市土壤肥料工作站從2010年開始研究耕地酸化治理的新方法、新材料，篩選了奧力硅、大粒硅等堿性硅肥對作物增產明顯，對中和土壤酸性、提升土壤pH值有較好效果，值得大面積推廣應用；還發現碳酸氫鈉、碳酸鈉等堿性物料不宜用于治理耕地酸性，用量難以掌握，易造成作物燒根、燒苗；雙飛粉、滑石粉、石膏粉等材料對作物無明顯增產效果，短期內也未能發揮其中和土壤酸性的作用。

2016年初，由利川市眾邦農化經營部從力拓肥料（沈陽）有限公司引進新型堿性鎂肥“最鎂”，利川市土壤肥料工作站選擇本地蘿卜、甘藍、白菜3種大宗蔬菜在高山和二高山不同海拔進行了試驗示范（表1），效果突出。

1 “最鎂”應用于蘿卜、甘藍、白菜等十字花科蔬菜增產明顯

各試驗點在常規施肥的基礎上，667 m2增施“最鎂”10 kg增產效果明顯（表2），比常規施肥667 m2增產462～1 371 kg，平均667 m2增產789 kg，增幅8.14%～29.24%，平均增幅17.30%。⒏魘匝櫚慍9媸收鄞亢螅ū3）與蔬菜增產幅度對比，發現隨著單位面積肥料總養分、純氮、氧化鉀投入量降低，增產幅度呈升高趨勢。說明施用“最鎂”后肥料利用率提高，促進了蔬菜對土壤中氮和鉀的吸收；因各試驗點磷的用量較大，鎂對磷吸收的促進作用未能得到體現。

2 “最鎂”可促進蔬菜提前成熟、整齊度提高、外觀商品品質提升

在蔬菜生長中、后期田間觀察，施用“最鎂”后葉片顏色更深綠，植株更整齊，成熟期明顯縮短，可提前5～10天上市，白菜、甘藍葉片包裹的緊實度提高，這對蔬菜的長途運輸十分有利。

3 施用“最鎂”可提高蔬菜的抗病性能

各試驗點驗收時對病害發生情況進行調查，綜合感病率（只記病株，未記發病等級）見表4。施用“最鎂”可明顯提高十字花科蔬菜的綜合抗病性能，每100株蔬菜病株減少1～55株，平均減少16.8株/100株。在試驗區域，常年病害發生情況是白菜>甘藍>蘿卜。噴施對癥的殺菌劑對病害有較好防效，未噴施殺菌劑的團合、大溝、光明3個試驗點蔬菜病害明顯偏重發生。

4 施用“最鎂”可提高蔬菜的鈣、鎂含量，促進蔬菜內在品質提高

收獲時取蔬菜植株樣（大溝和光明未取樣）檢測其全鈣鎂含量，結果見表5。施用“最鎂”明顯增加了蔬菜的鈣、鎂含量，鈣增幅在15.18%～51.45%，鎂增幅為6.61%～76.08%。鈣、鎂協同作用表現明顯，蔬菜鎂含量提高其鈣含量相應也提高。相關分析表明，表5中施“最鎂”、未施“最鎂”及施比未施后的增產幅度3項指標鎂和鈣的相關系數分別為：0.939 5、0.992 6、0.831 9。

5 施用“最鎂”可提高土壤pH值、土壤陽離子交換量（CEC、土壤硅鋁率）

第2篇：酸化土壤治理方法范文

關鍵詞：丘陵山區；耕地土壤；治理；修復

中圖分類號：S222 文獻標識碼：A DOI：10.11974/nyyjs.20160132039

1 概述

吉林省地勢自東南向西北呈階梯式下降，東部分布長白山地原始森林，西部分布草原濕地，是吉林省重要的生態屏障[1]；中部為松遼平原，是全國重要的糧食和畜產品生產基地。山地、丘陵、平原分別占36%、58%和6%，山地丘陵占絕大部分。

長期以來，吉林省丘陵山區農業發展受到環境，耕作模式等多種因素影響，多是小規模生產，農業生產以人力畜力為主，成本高，效率低，機械化水平遠遠落后于平原地區[2]。

環保部的《中國土壤環境保護政策》稱，土壤是污染物的最終受體，大量水、氣污染陸續轉化為土壤污染，損害了社會經濟可持續發展的基礎。

2 國內外研究分析

目前，從土壤學研究的整體水平看，美國是世界上土壤學研究最發達的國家之一[3]，其在防止土壤侵蝕、進行土壤保護上投入了大量的人力、物力、和財力，土壤侵蝕得到了有效的控制；土壤科學研究及土壤改良技術處于世界先進水平，建立了一整套的土壤污染防治體系；美國創造的土壤少耕、免耕理論與技術處于世界領先水平，對世界農業發展和土壤保護發揮了重要作用。

日本在提高山地的農用地利用率方面取得很好的成效，通過對田間地塊進行區劃，在復雜地形上進行原山坡造旱田工程、斜面旱田工程及梯田工程，極大的提高了土地利用率；造成后的農用地面，通過一系列的農地保全計劃，得以持續發展。

與美國、日本等山地農業發達國家相比，我國山地丘陵現有耕地土壤污染治理與修復還處于起步階段，治理與保護手段單一，普遍存在土地利用率低、土壤質量不穩定、勞動強度大等問題。目前，國家已加大該方面的投入力度，科研方面也取得了較好的進展，但在土壤的成分、形成機理上研究較多，污染治理與修復上的研究較少。

3 吉林省丘陵山區存在的主要問題及原因分析

吉林省現有耕地面積560萬hm2，耕地總量占全省土地總面積的1/3左右，基本農田483.4萬hm2，旱地面積35.02萬hm2，水田面積66.67萬hm2。吉林省在地形上從平原到山地，在氣候上從濕潤到干燥的自然條件十分復雜。從植物生長上，從森林到平原，形成了這種由東到西的逐漸變化，這也導致了吉林的土壤有著很復雜的類型[4]。

3.1 存在的主要問題

山區丘陵地塊小，作物品種過多，生產規模小，農機化水平低，土壤的片蝕、細溝侵蝕和風蝕嚴重，水土流失，流域水污染嚴重，主要有以下幾點：

3.1.1 水利條件差

山地的水利設施沒有發展，管理山地比平地困難的多，容易發生災害。

3.1.2 土壤不良

在東部，生草灰化土及灰化棕色森林土116萬hm2、沼澤土草甸土30萬hm2。其中生草灰化土是吉林東部最主要的耕地土壤之一，它分布在低丘陵地形上。這種土壤適種小米、大豆、高粱，在生草層較厚的土壤上肥力較高，無生草層被沖刷之后，露出灰白層，則肥力很低。

3.1.3 坡度的問題

坡度是山地獨特的問題，由于有了坡度，對勞動效率和作業效率的影響大，和平地比較坡地上勞動繁重，所以坡地的農業生產費用中勞動費用所占的比例最大。

3.2 原因分析

3.2.1 地形地貌和農田基本條件成為土地污染治理與修復的瓶頸

丘陵山區地形復雜，地塊小且分散，地面高差大，道路崎嶇難行，農田基本建設和農業基礎設施薄弱。

3.2.2 土壤類型多樣、水土流失嚴重，給農業生產帶來很大的不便

丘陵山區土壤類型多樣，酸性土壤改良難度大，耕層薄，有效土壤量銳減；有機質仍處在緩慢下降階段，有機膠體老化趨勢明顯[5]；植物營養不平衡，缺素癥發生頻繁；化肥用量居高不下，利用率普遍不高；土壤生態環境惡化；糧食生產成本增加，效益下降。

3.2.3 經濟因素影響了農民的土地治理保護觀念

由于市場導向和經濟利益的驅使，農民不愿意采取土地治理保護措施。

4 吉林省丘陵山區耕地土壤治理和修復的思路及對策

4.1 總體思路

4.1.1 推進丘陵山區農業機械化，尤其是特色農機化

目前，丘陵山區的農業生產以傳統方式為主，生產手段極為落后，提高丘陵山區農業機械化水平要借鑒平原地區經驗，根據丘陵山區地理和氣候的多樣性決定發展方向和模式，尤其是適應農藝要求的特色農機。

4.1.2 改良酸性土壤，增加農用地面積

吉林省丘陵山區主要耕地土壤都屬于酸性土壤，其改良主要采取2種措施：種植多年生牧草或其它植物；施石灰石、硅酸鹽和酸化磷礦粉。在進行機械化作業時，由于坡地的土壤肥力低，所以要在深耕的同時進行施肥作業，還可以加一些石灰改良酸性土壤。

4.1.3 探索適用山區特點的農業生產技術和農機推廣方式

山區地塊小而分散，作物品種多，人口分散，道路彎多而窄，所以要采取適合山區特點的農機推廣方式。

4.2 對策

4.2.1 設立農機專項資金項目，提高購機補貼額度

山區幾乎沒有農機專項資金項目，而購機補貼額度偏少。很多農民想買農機，卻享受不到國家的惠農政策，導致山區實用的農機具奇缺；農機作業費用偏高，超過了平原的標準。

4.2.2 改善山區農業基礎設施，尤其是道路條件

要修建機耕道，將農業作業地塊連接起來，建設和農業生產、農藝要求相適應的道路基礎設施，提高農田生產和抵御自然災害的能力。

4.2.3 設立專門的土地機構，進行丘陵山區的土壤改良工作

建立電子計算機化的土壤數據庫，進行土壤資源的調查與利用工作；借鑒國外的先進經驗，用土壤物理、化學、生物學的技術改良土壤，擴大農用地面積。

4.2.4 因地制宜，大力推廣中小型適用農機具

通過試驗示范逐步推廣適合于山區機械化發展技術路線的主推特色農機具，如水田耕整機械、步行式插秧機、微型收割機、茶園微耕機、植保機械及中小型加工機械設備等。

參考文獻

[1]王鴻斌，趙蘭坡，王淑華等.吉林省超高產玉米田土壤理化環境特征的研究[J].玉米科學，2008，16（4）：152～157.

[2]吳海燕，孫甜田，范作偉等.東北地區主要糧食作物對氣候變化的響應及其產量效應[J].農業資源與環境學報，2014，31（4）：299～307.

[3]龔子同，王志剛，Jeremy Landon Darilek等.20世紀美國土壤學家對中國土壤地理學的貢獻[J].土壤通報，2010，41（6）：1491-1498.

[4]王鴻斌，高強，趙蘭坡.吉林省主要土壤類型固定態銨含量及其影響因素研究[J].玉米科學，2010， 18（5）：96～98.

第3篇：酸化土壤治理方法范文

關鍵詞：金屬礦山；酸性阻控；植被修復

一、金屬礦山酸性污染來源

1、礦山酸性水污染

礦山廢水是從采掘場、選礦廠、尾礦壩、排土場以及生活區等地排出廢水的統稱。開采、選礦、運輸、防塵及防火等諸多生產及輔助工藝均需要使用大量的水，這些礦山廢水排放量大、持續性強，對環境污染嚴重。

礦山廢水中有機污染物是指其中所含的碳水化合物、蛋白質、脂肪和木質素等有機化合物。油類污染物是礦山廢水中較為普遍的污染物，當水面油膜厚度在10-4cm以上時，它會阻礙水面的復氧過程，阻礙水分蒸發和大氣與水體間的物質交換，改變水面的發射率和進入水面表層的日光輻射，對局部區域氣候可能造成影響，主要是影響魚類和其它水生物的生長繁殖。

礦山廢水中的重金屬主要有： Hg、Cr、Cd、Pb、Zn、Ni、Cu、Co、Mn、Ti、V、Mo和Bi等。被重金屬污染的礦山廢水排入農田時，除流失一部分外，另外部分被植物吸收，剩余的大部分在泥土中聚積，當達到一定數量時，農作物就會出現病害。如土壤中含銅達20 mg/kg時，小麥會枯死；達到200 mg/kg時，水稻會枯死。此外，重金屬污染的水還會使土壤鹽堿化。大多數金屬和非金屬礦床（如煤礦）都含有黃鐵礦等硫化物，若該硫化物含量低或不含有用元素，則常作廢石處理，堆放于廢石堆或尾砂庫。在地表環境中該硫化物將迅速氧化，可形成含重金屬離子濃度很高的酸性廢水，成為礦山開采中最大的污染源。

2、金屬礦山土壤重金屬污染

金屬礦山周邊土壤中的重金屬， 除本身由于地球化學作用而可能造成背景值偏高外，其它則主要來源于金屬礦產開采、洗選、運輸等過程中廢氣、廢水的排放及固體廢物的堆放。露采或坑采的鉆孔、爆破和礦石裝載運輸等過程產生的粉塵和揚塵中含有大量的重金屬， 經過雨水的淋溶進入周邊土壤；廢水主要包括礦坑水，選礦、冶煉廢水及尾礦池水等，廢水以酸性為主， 以含有大量重金屬及有毒、有害元素為特征。有色金屬工業固體廢棄物主要是指在開采過程中產生的剝離物和廢石， 以及在選礦過程中所排棄的尾礦，這些固體廢物若在露天堆放，容易迅速風化，并通過降雨、酸化等作用向礦區周邊擴散， 從而導致土壤重金屬污染。土壤重金屬污染的主要危害包括：首先，影響植物生長。土壤中的重金屬通過雨水淋溶作用向下滲透， 不僅會導致地下水的污染，還會被金屬礦山周圍的植物吸收，影響植物的生長發育。

二、金屬礦山污染治理的具體措施

1、礦山酸性廢水的處理方法

中和法就是向酸性廢水中投入堿中和劑，利用酸堿的中和反應達到增加廢水pH值的目的。同時，使重金屬離子與氫氧根離子發生反應，生成難溶的氫氧化物沉淀，凈化污水。中和法是目前處理酸性廢水比較成熟的方法。中和劑主要采用石灰石或石灰；也有采用粉煤灰、煤矸石、電石泥等作為中和劑；也可用堿性廢液或廢渣（電石渣、石灰渣）中和酸性廢水。從理論上講，在一定pH值下石灰或石灰石都能使金屬沉淀，但由于各尾礦所要處理廢水中可能含絡合試劑或離子，其沉淀及沉淀完成程度差異極大。同時處理后生成的硫酸鈣渣較多，容易造成二次污染 發展現狀。

2.1 物理方法

一般情況下，熱處理法主要針對汞污染，效果比較明顯，但工程量較大，耗能較多，且易使土壤有機質和土壤水遭到破壞。而工程措施是利用外來重金屬多富集在土壤表層的特性，去除受污染的表層土壤后，將下層土壤耕作活化或用未被污染活性土壤覆蓋，從而將耕作層土壤中的重金屬濃度降至臨界濃度以下。

2.2 物理化學方法

物理化學方法通常分為三種：一種是電動修復法。這是一門新的經濟型土壤修復技術，在不攪動土層的基礎上，在包含污染土壤的電解池兩側施加直流電壓形成電場梯度，土壤中的重金屬通過電遷移、電滲流或電泳的途徑被帶到位于電解池兩極的處理室中并通過進一步的處理，從而實現污染土壤樣品的減污或清潔。一種是土壤淋洗法。是指利用有機或無機酸等淋洗液將土壤固相中的重金屬轉移至液相中，再把富含重金屬的廢水進一步回收處理。一種是玻璃化技術法。對某些特殊重金屬利用電極加熱將重金屬污染的土壤熔化，冷卻后形成比較穩定的玻璃態物質。

2.3 化學方法

化學修復是利用加入到土壤中的化學修復劑石灰、 沸石、 鈣鎂磷肥等與污染物發生化學反應，有效降低重金屬的水溶性、 擴散性和生物有效性，促使土壤中的重金屬元素轉化為難溶物，從而使污染物被降解或毒性被去除或降低的修復技術。

2.4 農業方法

農業生態修復是近幾年新興的修復技術，是因地制宜地調整一些耕作管理制度，在重金屬污染土壤中種植不進入食物鏈的植物，選擇能降低土壤重金屬污染的化肥，或增施能夠固定重金屬的有機肥等措施來降低土壤重金屬污染，從而改變土壤中重金屬的活性，降低其生物有效性，減少重金屬從土壤向作物的轉移，從而達到減輕其危害的目的。

2.5 生物方法

污染土壤的生物修復分為植物修復技術、微生物修復技術和動物修復技術。植物修復技術是指利用自然生長或遺傳工程培育的植物及其共存微生物體系，清除污染物的一種環境治理技術。微生物修復技術是指利用土壤中某些微生物的生物活性對重金屬具有吸收、沉淀、氧化和還原等作用，把重金屬離子轉化為低毒產物，從而降低土壤中重金屬的毒性。

三、金屬礦山植被修復

植物修復是生態修復體系中最重要的技術之一，是指利用某些植物與土壤微生物之間的聯合作用將污染物轉化為一種無害的形態。事實上，任何能夠在污染環境中生存的植物都以其特定的耐受和代謝方式無時無刻不在進行著植被修復，但往往這個過程需要很長時間，這是由于開采活動的干擾往往超過了開采前生態系統恢復力的承受限度，若任由采礦廢棄地依靠自然演替（natural succession）恢復，可能需要100-1000a（Bradshaw，1997），尤其是諸如金屬礦開采后形成的廢棄地（如尾礦庫），其表面形成極端的生態環境：表土層破壞、土壤貧瘠、重金屬含量過高，極端pH值及生物種類減少等，致使自然條件下植物幾乎無法定居，因此人工協助恢復在絕大多數情況下是十分必要的，而我們所講的“植物修復”則正是研究如何人工強化這一自然凈化過程，縮短修復年限的技術，其精髓就在于通過輔以某項或某幾項強化措施將植物、土壤、微生物三者高效、有機地結合起來以最大程度的提高植物的修復效率，強化土壤的自凈作用，加速自然循環。該技術以植物耐受或超積累某種或某些污染物的理論為基礎（唐世榮，2006），與傳統的物理、化學等修復技術相比，因其治理效果的永久性、治理過程的原位性、治理成本的低廉性、環境美學的兼容性、后期處理的簡易性等特點而具有極好的環境效益及市場前景（孫健等，2007），因而近年來倍受人們的關注。盡管前景看好，但是真正推廣起來仍有很多問題需要解決。

結束語

金屬礦山污染地酸性污染主要來源于廢水酸性污染與土壤酸性污染，只有加強金屬礦山污染地酸性阻控，實現植物修復，才能更好地促進金屬礦山的健康發展。

參考文獻：

第4篇：酸化土壤治理方法范文

2015年3月，湖南省衡陽市衡東縣一名稻農因稻米減產將周邊一家企業告上法庭，這起案件被稱為“中國鎘米第一案”。同年6月3日開庭審理，9月10日，湖南省衡東縣法院作出一審判決，駁回原告的訴訟請求。最初，原告及該案律師認為他們已經掌握了企業污染行為以及農田受害結果方面的證據。而法院認為，原告提供的證據不能證明自身存在損害結果，也未提供證據證實被告排放的污染物中涉重金屬鎘、鉛及被告的排污行為與其所稱的“損害”具有關聯性。而被告提交的證據能證實其所產生的工業廢物不會因重金屬鎘對周邊環境產生影響。原告敗訴之后，2016年11月22日，“中國鎘米第一案”在衡陽市中級人民法院二審開庭。在二審中，法院委托湖南大學對原告稻米以及土壤中的鎘是否超標進行了司法鑒定，結果證明土壤和稻米均污染超標。由于二審期間出現鎘超標的司法鑒定新證據，一審事實需進一步查清，衡陽市中級人民法院宣布撤銷一審判決，目前發回衡東縣人民法院重審。

土壤污染鑒定的錯綜復雜

與血鉛、大氣污染等環境污染案件不同，土壤污染造成的環境損害鑒定要復雜得多。如果沒有很專業的機構開展對土壤污染的源解析，證明其相關性，并解析土壤污染―糧食安全―人體健康的關聯性和復雜性，則出具關于環境損害和人體健康損害的鑒定以及損失賠償的鑒定，就極為困難。“鎘米第一案”的一審敗訴也與其所提供證據的專業權威性、證據間的邏輯關聯性不強有關。

面向環境損害鑒定的土壤污染源解析之所以困難，是因為土壤污染的多源性。就源頭而言，它可以來自大氣的沉降、污染廢水的灌溉、磷肥和復合肥乃至動物性有機肥或含重金屬的農藥，等等。一個地區的土壤污染特征與其周邊環境息息相關。就農業大國新西蘭而言，其土壤中鎘的主要來源就是磷肥。歐洲土壤的鎘來源除了磷肥，大氣沉降也占一定比例。而對中國而言，尤其在礦山、工廠周邊，鎘大部分來自工業源。如果農戶施用較多的有機肥，則有機肥也很有可能成為鎘污染來源的一部分。但在開展與環境損害鑒定相關的土壤污染的源解析時，如果無法對其源頭進行關聯性和污染貢獻率的分析，訴訟就會陷入被動。

此外要說明的是，雖然外來污染源對作物有較高的有效性，但在中國，特別是高強度種植的區域，土壤酸化的成因除了酸雨之外，很大程度上是農戶自己過量施用化肥造成的。酸化土壤中的重金屬特別是鎘的植物有效性很高，而作物吸收重金屬與土壤中有效性部分的重金屬有關。因此即使土壤重金屬含量不高，甚至不超過現行的土壤環境質量標準，稻米等作物都可能重金屬超標。土壤酸化及其成因的復雜性也為環境損害鑒定的責任劃分增加了復雜性。

作物重金屬超標的眾多來源

土壤的性質對于重金屬在土壤和作物間的傳遞有極大影響。我們曾經比對英國西普漢姆村（Shipham）碳酸鋅礦區、日本痛痛病發生的鉛鋅礦區以及中國韶關大寶山鐵硫礦區的土壤污染及其對健康的影響。雖然英國礦區土壤的鎘高達998毫克/千克，日本礦區周邊稻田土壤鎘最高僅4.65毫克/千克，大寶山礦區上壩村的土壤鎘最高僅0.74毫克/千克，但由于各自的酸堿度不同，英國礦區人體攝取的鎘還不到世界衛生組織設定容許攝入量（7微克/公斤人體/周）的一半，日本村民的攝取量卻高達容許攝入量的10倍，而上壩村單單從大米中攝取的鎘就超過容許攝入量的33%。

此外，有大量證據證明大氣中的重金屬也是作物的一個吸收途徑，如在土壤含鎘量0.16-0.19毫克/千克的田地，在鎘沉降量為2.1克/公頃/年的情況下，大麥麥粒中41%-48%的鎘來自于大氣。雖然與鉛相比，土壤鎘是作物中鎘的主要吸收途徑，但在土壤含鎘量低、大氣含鎘量高，特別是大氣鎘沉降量在10克/公頃/年的情況下，大氣鎘就很可能是當地作物鎘的主要來源。水稻生長周期長，水稻氣孔多，每平方毫米的氣孔可高達634個，對于在冶煉區、采礦區周邊乃至高速公路兩邊的水稻，大氣污染很可能是稻米鎘來源的一條不能忽略的途徑。大氣途徑的存在也為環境損害鑒定的責任劃分增加了復雜性。

對于水稻而言，稻田水分管理和天氣對于重金屬的吸收控制有著極大影響。日本曾有人連續15年觀測同一塊稻田的稻米鎘含量，發現每一年稻米的鎘含量都不同，變幅在0.1-0.8毫克/千克間，稻米鎘含量與田面沒有水的“干田”天數顯著相關。此外，對于雙季稻區，早稻和晚稻的鎘含量也有很大差別。雖然早稻后期高溫，但早稻后期雨水多、田面淹水、大氣濕度大、葉片蒸騰量低，稻米超標率低。晚稻后期田面容易干涸、天氣干燥、葉片蒸騰量大，稻米容易超標。對于稻區的損害鑒定評估，如果不注意季節、年份、水田管理等方面，則容易出現誤判。

重金屬超標與健康的關系

對于人體健康受損而言，人們常說對于污染物“離開劑量談毒性，都是耍流氓”，固然攝入的重金屬與健康損害有一定的相關性，但不同重金屬在體內的毒性、半衰期、靶器官幾乎都不同。而且膳食結構對于重金屬的攝取有極大影響，重金屬的毒性效應在男性和女性間也有很大差別。此外還存在著敏感人群，因此在做人體健康損害鑒定時，除了要有足夠的代表性樣本，還要注意不同人群的樣本比例。

筆者曾經受中國政法大學污染受害者法律幫助中心的委托，對韶關市大寶山礦區鐵龍尾礦庫下距離最近的涼橋村土壤污染及其損害進行評估。之所以選擇這個村莊，主要是在法律人心中普遍認為離污染源越近，污染應該越重，因此這類村莊應很有典型意義。

在第一步的源解析中，從污染源為起點對距離不同的河段進行污染物含量和酸堿度等的分析，并比對周邊其他水體的相物質，可以很清晰地判斷污染源就是尾礦庫排出的未經處理的酸性廢水。但在對土壤、作物、井水、人體尿液等進行健康分析時，問題就顯得復雜起來。雖然源頭污染很重，但該村的污染并不重，這是由于這種處于山間流出的水污染類型，對以上各個環境要素的污染存在著很大的地形依賴特征，污水流往往在村莊中的低洼處，因此其土壤、作物、井水受到的污染反而比下游平原區域少，而且村民大多飲用山泉水，“靠山吃山”的膳食結構豐富，大大降低了食用超標大米的風險。評估結論讓該法律幫助中心的人員感到很意外，最后取消了原定的基于環境損害鑒定的環境公益訴訟。

不斷推動環境公益訴訟發展

近年來，隨著環境污染的突出，國民環境意識的覺醒，“健康中國”行動的開展，對污染造成的損害評估和鑒定工作日益受到重視。除了2006年由當時的環保總局批準正式成立的“環境損害鑒定評估中心”外，2010年環保部環境規劃院積極籌備成立了環境風險與損害鑒定評估研究中心。2011年環保部出臺《關于開展環境污染損害鑒定評估工作的若干意見》，2014年環保部印發《環境損害鑒定評估推薦方法（第II版）》，2015年8月環保部力推環境損害評估納入司法鑒定體系，9月中國環境科學學會環境損害鑒定評估專業委員會正式成立。2016年7月26日，環保部在京召開環境保護部環境損害鑒定評估專家委員會成立大會暨第七屆環境風險與損害鑒定評估論壇。這都有助于環境損害第三方評估體系的盡快形成。

第5篇：酸化土壤治理方法范文

關鍵詞保護地；鹽分積累；成因

保護地栽培，是利用陽光溫室、塑料大棚等保護性設施，人為地創造適于作物生長發育的環境條件，在這一條件下進行作物生產，從而實現農業生產的優質、高產、高效；其生產對象一般是附加值較高的蔬菜、花卉等作物。隨著塑料工業的發展，以及人們生活水平的提高，保護地栽培更加呈現出蓬勃的生機。

由于保護地長期處于玻璃或塑料的覆蓋下，不能接納降雨，土壤水向下運動少，各種鹽類肥料基本不下移流失；保護地內溫度高，蒸發強，土壤水分（包括鹽分）上升運動強烈；保護地土壤是高度集約化的栽培，肥料用量遠遠超過一般露地。因此，保護地土壤存在著嚴重的酸化和次生鹽漬化等退化問題，保護地蔬菜的品質已引起了人們的普遍關注。

保護地土壤在長期覆蓋和高度集約經營的條件下，土壤的理化、生物學性狀發生了很大變化，一個突出的特征就是土壤溶液鹽分濃度較高。許多研究均認為，鹽分積累是保護地栽培中土壤最大的障礙因子，鹽分脅迫下植物體內離子累積未達到較高濃度之前，植物就出現受害癥狀；塑料大棚蔬菜遭受鹽分危害，即使與健全植株在外觀上難以區別，一般也要減產20%左右。眾多研究認為，土壤鹽分對作物的危害主要包括直接鹽害、次生鹽害、破壞作物正常的生理代謝、造成作物在生長過程中鹽分離子吸收不平衡等。

1保護地土壤鹽分研究現狀

1983年，張振武在我國首次報道了沈陽郊區保護地土壤的鹽分障害問題。他發現保護地土壤的電導率隨栽培年限的增加而增高，5a棚齡的保護地土壤浸出液的電導率已超出黃瓜的生育障害臨界點。1991年，童有為報道了上海市郊蔬菜保護地土壤的積鹽問題。他的研究結果表明，上海市的保護地土壤，經連續3a種植就出現鹽害，土壤含鹽量高出相鄰露地土壤的4.0~11.8倍，其中硝酸根含量為露地土壤的5.9~16.5倍。同年，奚振邦等也報道了上海郊區保護地土壤的鹽分濃度障害問題。他們發現，在一般栽培管理條件下，建棚2a就可產生鹽分濃度障害，蔬菜產量下降幅度可達25%；而施肥合理，又采取相應防治措施的大棚，即使棚齡在5a以上，仍能保持連續高產。1993年，李先珍等對北京郊區大棚土壤可溶鹽含量的調查結果表明，10a以上棚齡土壤的全鹽量為0.8~1.6 g/kg，并得出由于京郊大棚在7～8月雨季揭棚，土壤受到降水淋洗、積鹽不嚴重的結論。1994年，薛繼澄等人對北京、南京、濟南和上海郊區蔬菜大棚土壤鹽分的調查結果顯示，各地大棚土壤0～5cm土層的全鹽量為1.0~5.0g/kg，最高的可達8.8g/kg；0～20cm土壤含鹽量為0.72~3.43g/kg。在鹽分組成中NO3-占陰離子總量的67%~76%，陽離子以Ca2+為主。同年，王平、劉淑英對蘭州市安寧區蔬菜保護地土壤鹽分含量及其剖面分布規律進行了研究，結果發現，蘭州市安寧區蔬菜保護土壤鹽分濃度在1.0~3.0g/kg之間，屬于鹽漬化土壤；土壤鹽分在2個年度間差異不明顯；0～20cm表層土壤鹽分濃度達到1.78g/kg，超過了土壤鹽分濃度1.5g/kg的臨界值，表層鹽分濃度顯著地高于20～80cm土體的平均值（1.48g/kg），即鹽分在土壤剖面中表聚現象明顯。1995年，李文慶等人對山東省建在潮土、棕壤和褐土上的塑料大棚土壤含鹽量進行調查，所得結果表明，種植3～6a蔬菜大棚土壤的含鹽量都在1.0g/kg以上，其中潮土含鹽量達1.5g/kg以上，明顯高出相鄰露地土壤的含鹽量。在鹽分組成中NO3-和SO42-增幅大，HCO3-顯著降低。1997年，肖千明等對遼寧省4個重點蔬菜產區不同利用年限保護地土壤鹽分狀況進行調查，結果表明，棚齡7a以上的保護地，由于施入大量氮肥，已造成土壤次生鹽漬化，而且隨著保護地種植年限的增加，N和P的投入過多，而沒有足夠的K和微量元素補充，致使土壤板結，通氣不良，營養元素處于不平衡狀態。2000年，孟鴻光等對沈陽城郊溫室土壤特性進行調查，結果表明，棚齡5a以上的保護地面積占全部保護地面積50%以上，溫室土壤存在酸化和次生鹽漬化傾向，NO3-累積明顯。2003年，李剛等對昆明地區不同年限的大棚土壤的管理現狀進行了調查分析，并采集次生鹽漬化嚴重的土壤對其進行調控鹽分的盆栽模擬試驗，研究了保護地大棚土壤次生鹽漬化的形成特征以及土壤調理劑對大棚土壤鹽分的調控效果，結果表明，隨著大棚年限的增長，耕層土壤的鹽分在增加，鹽分組成以Ca2+和NO3-為主，0～60cm土層的鹽分剖面由露地的直筒型向倒錐形發展。

總之，從1983年到2003年的20a中，從我國北部到南部，不論是與露地土壤鹽分含量的比較、不同土壤類型保護地土壤鹽分含量的比較，還是不同種植年限保護地土壤鹽分含量變化的大量試驗結果都表明，保護地土壤存在著嚴重的鹽害問題，鹽分在土壤剖面表現出表聚的特點；土壤鹽分組成以Ca2+和NO3-為主。

2保護地鹽分形成的原因

水分管理與供應狀況、施肥種類和方法、保護地室內溫度、濕度等都是影響土壤鹽分積累的重要原因。

2.1保護地內特殊的水分狀況是土壤鹽分積累及其次生鹽漬化的動力

保護地設施內的環境，不僅氣溫高于露地，還由于降雨對土壤的自然淋溶作用消失，導致土壤水分向上運動較露地強烈。程美廷等（1990）對永年縣科委試驗溫室的定點觀察表明，土壤水分在耕層內運行的方向，除灌水后1d左右的時間外，其余時間都是向著地表方向運動的。在垂直方向上，灌水后越接近地表，土壤的含水量越高。按照“鹽隨水來”的規律，鹽分必然向表土積聚。李明霞等（1999）研究得出，保護地的地下水位較高，常年在50～100cm之間，小于土壤鹽漬化臨界深度。當土壤含鹽量較高時，就容易發生鹽漬化；加之用水不合理，灌水次數頻繁，引起地下水位進一步上升，礦化度增大，土壤團粒結構被破壞，大孔隙減少，通透性變差，毛管作用增強，鹽分表積逐漸加劇，造成土壤板結和次生鹽漬化的發生。土壤水分與作物的生長密切相關。土壤水分條件不同不僅影響作物生長對水分的吸收，也會影響到各種土壤養分元素的形態和數量。蔬菜保護地長年覆蓋或季節性的覆蓋，處于半封閉環境，改變了自然狀態下土壤的水熱平衡，阻礙了土壤水分的淋洗作用，在土壤中積聚的鹽分不能被淋洗到地下水中去，而在土壤表層積累。

2.2保護地過量施肥是土壤鹽分積累的主要來源

由于土壤類型、土壤質地、土壤肥力水平以及作物生長發育對營養元素吸收的多樣性、復雜性，一般很難掌握其適宜的肥料種類和數量。同時由于蔬菜保護地產品附加值較高，菜農為了追求更高的產量，施肥量常大于蔬菜需要量的1倍或更多，這樣就使大量剩余肥料及其副成分在土壤中積聚，成為土壤鹽分的主要來源。絕大多數化學肥料都有副成分，施入土壤以后不是以它原有的形態存在于土壤中，而是以被植物吸收后的殘余成分與其他離子結合成各種可溶鹽。例如氯化鉀和硫酸鉀施入土壤以后，鉀被植物吸收或土壤吸附，殘留的氯離子（Cl-）和硫酸根離子（SO42-）與鈣（Ca2+）或鈉（Na+）結合形成了氯化鈣（CaCl2）、硫酸鈣（CaSO4）或氯化鈉（NaCl）、硫酸鈉（Na2SO4）而溶解在土壤溶液中。殘留在土壤中的氮素，除少數以氨（銨）離子的形式被土壤膠體和粘土礦物吸附固定外，絕大多數都被氧化成硝態氮（NO3-），并以各種硝酸鹽的形式溶解在土壤溶液中，使土壤溶液濃度升高。磷酸根離子在土壤中易與其他陽離子形成難溶化合物，且土壤對磷酸根離子的吸附能力也較強。因此，施用磷肥常常不會引起土壤溶液濃度升高，卻使土壤發生鹽漬化。

2.3 鹽分在土壤垂直剖面上分布不均勻是土壤次生鹽漬化發生的另一重要原因

程美廷等研究認為，溫室內土壤溶液的電導率從下層向地表方向呈梯度遞增，表層土壤的電導率一般較下層土壤高1~3倍。李文慶等（1995）研究表明，山東省大棚土壤各土層的含鹽量都比對照相應土層的高，其中0～5cm、5～10cm兩土層與對照差異達到極顯著水平，其他土層與對照的差異達顯著水平。由于蔬菜根系一般分布較淺，往往集中分布于淺、表土層，因而這種表土積鹽也是形成鹽害的重要原因。

2.4其他因素分析

李文慶等研究認為，土壤溫度、濕度提高后，原生礦物風化加速，鹽基離子的釋放增加，可能也是保護地發生次生鹽漬化的原因之一。

綜上所述，保護地鹽分積累已不容忽視，而其成因又比較復雜。因此在今后的實際生產過程中要重點研究如何如何灌溉、如何施肥等栽培技術，以降低土壤鹽分積累。

3參考文獻

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第6篇：酸化土壤治理方法范文

關鍵詞： 港口空氣污染 污染危害防治措施

Abstract: In recent years, China's ports remains a serious air pollution, which directly affect people's daily lives and work. In this paper, there is a detailed analysis of the various factors what causing port air pollution and a series of control measures. For reference.

Keywords: Port air pollution, pollution prevention and control measures

一、港口空氣污染及危害

1、港口空氣的污染

港口空氣污染的主要因素有顆粒物質(PM)、揮發性有機化合物(VOCS)、氮氧化物(NOX)、硫化物(SOX)、一氧化碳(CO)、甲醛、重金屬、二氧(雜)芭等。就世界范圍來看，海上船舶所排出的NOX和SOX分別占總量的14％和5％。美國2000年從事商業運輸的海上船舶所排出的NOX和PM 分別占運輸工具排放總量的7％和6％，這一數字還在逐年增長。據美國環境保護協會預測，到2020年，海上商船所排放的PM和NOX的比重將是現在的2倍。這部分是因為貿易量的增加所導致，還有一個就是其它污染源未得到比較有效的治理。據美國環境保護協會預

測，到2020年，商船所排出的PM量將占所有柴油機排放量的1/5。

2、港口空氣污染的危害

(1)顆粒物質。柴油燃燒時，散發出大小不一的黑色或淡黑色顆粒物質，容易引起哮喘、慢性肺炎、支氣管肺炎、心臟病等疾病。在美國一個為期2O年、對120萬成年人做的跟蹤調查，發現肺癌與PM污染物之間有很強的聯系。

(2)揮發性的有機化合物。港口污染中的揮發性有機物來源于柴油的燃燒物、熏艙用的化學劑。有機化合物的特征是能夠很快與空氣中的氧氣結合，形成有毒物質。柴油發動機排

出的有機化合物主要有苯、甲苯、丁二烯等。有機化合物能導致癌癥、畸形兒、流產和神經錯亂。

(3)氮化物和硫化物。柴油中一般都含有一定量的氮和硫，劣質柴油中的含量更高，在燃燒過程中會散發出含硫、含氮的氧化物，如SO2、NO2、含SO2、SO3的空氣會刺激人的感官，易引起呼吸道感染性疾病。這些氧化物易與空氣中的水汽相結合，形成強酸性物質。強硫酸、強硝酸遇雨水降落不但會污染河水、酸化土壤，而且會腐蝕含鐵、銅的物體。

二、港口空氣污染的防治

1．使用替代燃料

船舶一般使用劣質柴油，碼頭的裝卸設備一般使用重柴油，這兩種柴油的油質都比較差，可用較優質的燃料來代替，從而降低污染物的排放量。可用于代替的燃料有低硫柴油、水合

柴油、生物柴油、費希爾一曲潑斯奇柴油(Fischer-Tropsch)等。

低硫柴油價格比較便宜，供應也較方便， 一般能減少10％ 左右的污染物，但足通常望與其它污染控制方法相結合。世界上的部分港口已經在日常操作中使用低硫柴油。如芬蘭的

赫爾辛基港就已經在港口所用設備和拖輪上使用低硫柴油。

水合柴油也可以被港口用于作為減少污染的替代燃料，盡管這類燃料只能減少少量的氮化物， 但能大幅減少顆粒物質的排放量，大約能減少60％。對這種燃料的一些驗證項目正

在美國的休斯頓、洛杉磯、長海灘等港口實施。

生物柴油是一種新興的燃料，通過從有關植物身上榨取而獲得，經提煉可獲得柴油含量達80％ 左右的燃料。與傳統的柴油相比，這種燃料污染排放量能減少10％～20％。純生

物柴油能夠減少50％的CO2，和PM，但同時增加1O％左右的NOX。

費希爾一曲潑斯奇柴油通常由煤炭制得，有時也由天然氣制得。它能減少10%的NOX，而其它污染物的減少范圍一般在30%左右。

2、集卡空駛限制

集卡是目前載運集裝箱的主要工具，但集卡在碼頭經常處于空駛狀態。比如，集卡空車到堆場提取集裝箱時在道口等待，或者是碼頭集卡把集裝箱從堆場運到船邊后，空車駛回

堆場。通過限制集卡的空駛時間，不但節約燃料，而且也是一種費效比較高的減少污染的方法。以洛杉磯港為例，l0分鐘的空駛時間限制，使空氣質量得到很大改善，每年除了少排

放400噸的NOX以外，還節約大約200萬加侖的燃料。這還不包括其它污染物的排放量。此外，加利福利業州在2003年實施了一個州立空駛法案，要求所有主要城市港口的集卡空駛限制在30分鐘內 其它一些港口(如兩雅圖港)也在實施空駛限制。

3、加強碼頭作業管理

由于港口吞吐量的增長太快，致使碼頭原有的操作流程不能適應實際的需要，導致設備處于大量的無效工作狀態。如輪胎吊在堆場的翻箱、集卡在碼頭排隊等待。因此，需要加強

碼頭的作業管理。制定比較準確的堆存計劃，減少翻箱率，降低輪胎吊無效的工作時間；優化調度過程，開發裝卸同時進行的工藝，減少集卡的使用量，減少集卡空車行駛時間，提高

集卡的使用效率。

4．更新設備

對那些老舊的、污染嚴重的車輛、設備、船舶可用新的適合現代排放標準的設備代替。對仍有較長生命周期的設備可以采用更換動力裝置的方法。在有些情況下，可以在排放系

統上加裝排放控制裝置就行。更換舊的設備是最佳的方法，但成本高。由于船舶的使用年限比較長，初始投資也比較大，更換動力裝置對有些船舶來說則是更有效的解決方法。

5．船舶在港的污染排放控制技術

對船舶在港的污染控制技術還處于論證階段，但這些方法代表了未來的發展趨勢。船舶駛進或駛離港口時要耗費大量柴油，船舶在港停泊時，也要用輔機為船舶提供必要的動力。

通常情況下，船舶在港逗留時，每天的柴油消耗量大約是3噸，給港E1帶來了嚴重的空氣污染。

在歐洲，關于船舶的排放控制技術已經研究較長時間，如選擇性的催化還原控制技術，可以大幅減少船上煙囪排出的NOX。目前，大約在100艘船上采用了這種技術。但是，這種

技術成本比較高，還需要進一步論證。

使用岸上的能源為船舶提供動力是一些港口正在嘗試的新方法。如瑞典的歌德堡港采用此方法，每年大約少排放8O噸的NOX、60噸的SOX、2噸的PM。美國的洛杉磯港、長海灘港和新西蘭的奧克蘭港也在嘗試使用這種方法，如2001年，奧克蘭港口在碼頭為拖輪安裝了插入式電源，拖輪在碼頭靠泊后就可以關閉船上的動力裝置。

為了使岸邊提供電源的方法更為成功、有效，碼頭必須存有充足的能源。選擇能源的方法包括新建或更新變電站、安裝燃料電池組。對需要動力的碼頭來說，安裝或更新碼頭變電所是最合適的方式。但這種方法不夠靈活，只能在特定的位置使用，而且要解決與不同船舶上的動力系統相匹配的問題。在碼頭安裝燃料電池組可以解決船舶在港的動力問題，而且可以用天然氣作為電池的原料。與現有的柴油發電機相比，燃料電池具有污染小、運行平穩、燃值高的優點。但是，使用燃料電池作為船舶的推進動力和輔助動力，仍有一些需要解決的問題。

中國港口仍處于不斷的發展之中，但港口的總吞吐量卻急追發達國家的水平。隨著吞吐量的增長，港口的污染問題也越來越嚴重。港口管理當局應借鑒發達國家港口的成功經驗，利用中國港口后發展的優勢，盡快采取文中所建議的措施，減少港口的空氣污染。

參考文獻：

第7篇：酸化土壤治理方法范文

1.1生物炭與農業面源污染農業面源污染是影響農業環境可持續發展的重要因素。在我國，由于化肥、農藥、除草劑等化工產品長期、大量、不適當地使用和粗放管理導致的農業面源污染，已經嚴重影響到農業生產的可持續發展。雖然現在已注意到問題的嚴重性并提出了一些治理方法，但治理方式往往存在“成本高、難度大、收效緩及有生態風險”等不足之處，難以真正在生產實踐中大面積推廣應用。近年來，國內外相關研究結果表明，生物炭對減少土壤養分流失、提高肥料利用率、削減有機污染和農藥殘留、抑制污染物富集、降低污染物生物有效性等方面都具有積極作用[10-21]。因此，生物炭技術或許可為解決上述問題提供一條新路。研究表明，生物炭表面的官能團及其多微孔結構對土壤養分離子平衡與調控具有重要的影響。特別是對銨離子有很強的吸附性，有利于降低氮素揮發，減少養分流失，提高土壤肥力[10-11]。土柱淋濾模擬實驗結果表明，以1%炭土質量比將生物炭施入土壤，NH+4-N淋溶量減少15.8%，NO-3-N淋溶量減少19.2%[12]。將生物炭應用于黑鈣土和紫色土，發現氮素的淋失大幅降低。50t·hm-2和100t·hm-2的施用量，使黑鈣土區氮素淋失分別降低了29%和74%，紫色土區分別降低了41%和78%。有報道認為，生物炭對磷酸根離子也有很強的吸附能力[15]。生物炭對氮、磷等營養元素的吸附性在酸性和砂質土壤中表現更為明顯，可減少養分流失，延長供肥期，因而對作物生長更為有利[16-17]。生物炭對包括多環芳烴類和染料類污染物特別是農藥在內的有機污染物也具有很強的吸附、解吸和遲滯作用，進而影響其遷移、轉化與生物有效性[18-19，22]。研究表明，生物炭對有機污染物的吸附作用是普通土壤的400~2500倍，施用少量的生物炭即可大幅提高土壤對有機污染物的吸附容量[21]，并表現出較強的劑量效應[23]。在污泥-土壤體系中，應用生物炭可明顯減少多環芳烴向植物體的轉移數量，用含炭污泥堆肥處理黑麥草，植株中多環芳烴累積量比普通污泥降低了27%~34%，有效降低了潛在的污染風險[24]。當木屑生物炭在土壤中的添加量達到5%時，就會對莠去津、乙草胺[25]、毒死蜱[26]等產生明顯的吸附作用，且表現出與施炭量、生物炭表面積及微孔特性成正相關。在黑土、黃壤、紅壤、紫色土和潮土中施用生物炭，可提高土壤對CAP的吸附活性，吸附常數KF，b分別降低了96.9%、90.6%、91.3%、68.5%和34.6%[27]。生物炭在增強對農藥吸附的同時，也減少了解吸量，延緩了消解。研究表明，生物炭對敵草隆的吸附表現與炭量、時間呈正相關，當施用量為1%時，吸附56h敵草隆的解吸率僅為1.81%[28]。在為期4個月的實驗中，添加1%生物炭處理的六氯苯、五氯苯和1，2，4，5-四氯苯的殘留率分別為68.2%、61.3%和58.0%，顯著高于對照處理的29.9%、18.0%、5.2%[29]。生物炭吸附有機污染物的作用與制炭溫度有關。隨著炭化溫度的升高，等溫吸附曲線由線性變為非線性，吸附機制表現為：分配作用分配作用+表面吸附作用表面吸附作用。分配作用部分與有機污染物的lgKow呈正相關，而表面吸附則與污染物的疏水性、分子大小及其與生物炭極性匹配性有關[30]。已有證據表明，疏水作用、電荷轉移和孔填充作用是較高溫度下制備的生物炭具有高吸附能力的主要原因[31]。不同溫度條件下制成的生物炭其孔徑分布、比表面積和官能團等是影響其對有機污染物吸附的主要因素。生物炭在吸附苯時會發生孔隙膨脹現象，并發生吸附-脫附的不可逆過程[32]。同時，不同熱解溫度下制備的生物炭，在不同土壤上的應用效果亦有差異，因制備溫度、土壤類型不同而表現各異[23，33]。1.2生物炭與農田溫室氣體排放在農田生態系統中，土壤碳庫的劇烈變化與人類從事的農業生產活動密切相關。據有關資料統計，目前全球農業及退化土壤的碳匯能力僅為歷史水平的50%~66%，碳損失達420億~750億t[34]。長期的刀耕火種、翻耕促產等掠奪式農業生產活動，特別是大量焚燒秸稈，耕地只種不養，造成土壤有機質的大量損失，同時也明顯加劇了農田溫室氣體排放，使農田成為重要的排放源[35]。據測算，全球土壤每年向大氣釋放的碳量約為68~100Pg（注：Pg為碳儲量單位，1Pg=1億t），是化石燃料燃燒碳排放量的10倍以上[34，36]。生物質變成生物炭以后，就其本身而言，所存儲的碳是相對穩定的，如不重新焚燒，增加碳排放的風險幾乎為零。而生物炭還田對土壤所產生的作用，諸如改善土壤結構，促進土壤微團聚體形成，增加土壤水、氣、熱融通[37-40]以及對功能微生物數量和群落的潛在影響等[41-44]，都將對降低土壤礦化速率，提高有機質含量，促進土壤碳庫的形成、固定和周轉等產生重要影響，進而影響土壤的溫室氣體排放。據Woolf等[45]測算，在不危及人類糧食安全、生存環境及土壤保護的情況下，生物炭每年減排溫室氣體的潛力可達目前人類溫室氣體排放總量的12%。實驗結果顯示，生物炭施入土壤后具有“主動減排”功能[46]。在施氮條件下使用生物炭，連續兩年顯著降低了稻田土壤的N2O排放和稻田痕量溫室氣體的綜合溫室效應，降幅達66%，且高炭量（40t·hm-2）添加的處理表現更明顯，并具有持續性[47]。與秸稈直接還田相比，稻田秸稈炭化后還田的CH4排放量減少了14.7%[48]。以20g·kg-1的標準向牧草地和大豆土壤施用生物炭，N2O排放量分別降低了80%和50%，CH4的釋放過程則受到明顯抑制[49]。生物炭對NO2、CH4等溫室氣體排放的抑制作用[50-51]可能是生物炭對土壤修復作用造成的[52-53]，如增加土壤通氣性、減緩反硝化作用、降低氮素循環效率等[54]。亦有研究者認為，生物炭能吸附土壤有機質作為甲烷菌的抑制劑，從而抑制CH4及其氧化產物的排放。來自實驗室條件下的研究表明，在生物炭-土壤-水體系中，CO2、N2O和CH4的減排總量與生物炭的質量呈顯著正相關，這在一定程度上驗證了生物炭有可能是通過降低土壤有機質礦化速率來實現增匯減排的假設[25]。2.3生物炭與農業碳匯將農作物秸稈等農林廢棄物制備成生物炭而取代焚燒，可以有效地減少農田溫室氣體排放，增加“農業碳匯”。生物炭對土壤生態系統碳匯效應的研究最早可追溯到對亞馬遜流域黑土“Terrapreta”碳平衡的調查分析[55]。此后，隨著對生物炭結構與性質的研究不斷深入，發現生物炭有可能是土壤腐殖質中高度芳香化結構組成成分，是化學性質更穩定、可以在土壤中長保持的土壤碳庫。亦有研究者認為，生物炭是某些土壤有機質的組成部分，對穩定土壤有機碳庫具有重要作用[56-57]。實踐證明，在灰漠土中施用生物炭可顯著提高有機碳儲量，改變有機碳組分，提高土壤生產力[58]。一項在紅壤水稻土上施用生物炭的研究結果表明，生物炭有效地降低了有機碳礦化速率和累積礦化量，無炭處理區（對照）的累積礦化量分別比添加0.5%和1.0%生物炭的處理區高10.0%和10.8%[59]。在土壤中輸入不同量的椰殼炭，發現在施炭量為1%~8%范圍內，平均每增加1%，土壤有機碳量約增加5.9mg·g-1[60]。由于生物炭結構與理化性質的特殊性，截至到目前，還沒有能夠精確測定生物炭在土壤及環境生態系統中確切周轉周期的方法[61]，因此，我們經常會看到截然不同的研究結果。例如，章明奎等[62]發現，在淹水條件下玉米秸稈中有機碳降解半衰期為0.88年，生物炭的降解半衰期為17.6~21.1年，同時發現生物炭的穩定性與制炭生物質本身性質有關，一般是隨含碳量的增加而增加。另一項將生物炭和秸稈置于恒溫恒濕條件下培養的研究則發現，生物炭分解的速度很慢，換算其周轉周期約為1400年，而在相同條件下秸稈的周轉周期僅為7年[63]。在特定環境條件下，生物炭可以發生一定程度的分解或降解[2，64-66]，只是時間相對較長，難以精確計算。高度芳香化和疏水性脂族碳結構使生物炭具有熱穩定性和生物化學穩定性[57，67-68]，一般情況下，土壤中的生物炭可能會發生物理性遷移，但不會發生明顯的化學變化，存在時間可達數百年或更長[69]。因此可以認為，生物炭是一個長期、穩定的土壤碳庫，容量巨大[70]。秸稈或其他生物質炭化還田，應是一種高效的“農田碳匯”形式，而且在提高土壤碳積累的同時，有助于維持土壤C/N平衡和農田生態系統平衡，成為耕地可持續生產的重要物質基礎。

2生物炭與重金屬污染農田修復

國內外研究結果表明，生物炭可吸附土壤或水中的重金屬離子如Cd、Pb、Cu等，減少這些重金屬離子的富集，降低其生物有效性[71]。在含Cd2+水溶液中添加6g·L-1用不同材料制備的生物炭，對水溶液中Cd2+的去除率均在90%以上。其中玉米稈炭對溶液Pb2+的去除率達90.30%，麥稈炭和花生殼炭的去除率為52%和47%[72]。在鎘污染稻田施用生物炭2~3年后，土壤pH分別提高了0.16~0.65和0.26~0.60，有機質含量提高了26.2%~50.4%和29.2%~51.2%，鎘的賦存形態由有效態向潛在有效態或無效態轉變，生物可利用性和生態毒性顯著降低[73]。在銅、鋅污染的紅壤水稻土施用生物炭，土壤中有效態銅、鋅含量明顯下降，并且隨著生物炭用量的增加下降幅度增大[74]。在海南和廣西3種可變電荷鎘污染土壤中施用稻稈炭，發現這3種土壤的陽離子交換量（CEC）和土壤pH值均顯著提高，土壤膠體Zeta電位向負值方向位移，土壤對Cd（Ⅱ）的靜電吸附量明顯增加[75]。對污水條件下土壤復合污染（Zn、Cd、Pb、Cu）的研究表明，施用生物炭使土壤中交換態Zn、Cd、Pb、Cu分別降低了0.15%~24.11%、1.22%~16.09%、0.47%~21.51%、3.05%~77.3%，生態風險評價（TCLP）顯示，施炭后生態風險均有不同程度的降低，而且隨著施炭量的增加降幅增大，土壤pH值、有機質含量、銨態氮含量和硝態氮含量則明顯提高[76]。在有生物炭存在的條件下，土壤中重金屬污染物存在形式的變化直接影響其生物有效性。研究結果表明，棉稈炭通過吸附或共沉淀作用降低了鎘的生物有效性，小白菜可食部分的鎘含量降低了49.43%~68.29%，根部降低了64.14%~77.66%[77]。制備生物炭的熱解溫度，生物炭的pH值、顆粒細度、有機碳與無機物組分等，都會不同程度地影響生物炭對重金屬的吸附[78-80]。特別是土壤pH值的升高，可能促使重金屬離子形成碳酸鹽或磷酸鹽等發生沉淀，亦或增加了土壤表面某些活性位點，降低了重金屬離子的活性，從而增加了對重金屬離子的吸持。另一方面，生物炭表面的官能團也有可能與具有很強親和力的重金屬離子結合形成金屬配合物，從而降低重金屬離子的富集程度[81-83]。

3生物炭與土壤改良和農村環境建設

現代農業的發展已不僅僅是單純滿足在資源剛性約束條件下追求單位產出最大化的單一性發展模式，而是逐漸注重資源、環境與人文的和諧發展，互利共贏，從而實現經濟效益、社會效益和生態效益的最大化。毫無疑問，生物炭技術從其興起、發展、形成，一直到付諸實踐；從理論探索、技術創新、產業發展，一直到產品的推廣應用，都充分體現了這一核心理念。生物炭技術很有可能從根本上解決大量農林廢棄物的高效資源化利用問題，同時避免因焚燒秸稈產生的環境污染，有效地解決生物質隨意丟棄、堆放造成的農村“臟、亂、差”等人居環境劣化問題，促進人與自然、社會與環境的和諧發展[84]。建國60余年來，我國在發展農業方面取得到了巨大成就，用占世界9%的耕地，養活了世界22%的人口。特別是近年來，糧食生產總量連續多年突破萬億斤大關，為穩定糧食價格、促進經濟快速發展和維護社會安定做出了突出貢獻。在這巨大成績和連年豐收的背后，不僅僅是強大的政策保障、巨大的生產投入和領先的科技支撐，還有大量使用化肥、耕地得不到休閑、只種不養的掠奪式生產方式！土壤酸化、沙化、鹽堿化、粘重板結、有機質含量下降、土層變薄、水體富營養化等形勢嚴峻。因此，穩定耕地數量、提升和保護耕地質量、挖掘產能潛力成為確保國家糧食安全的必然選擇。建立在生物炭技術基礎上的生物質炭化還田，對于改善耕地質量、提高作物產量、維持農田生態系統平衡與穩定、促進“土壤-環境-作物”的和諧與可持續發展都將具有重要意義和廣闊的應用前景。

4展望