前言：中文期刊網精心挑選了酸化土壤治理方法范文供你參考和學習，希望我們的參考范文能激發你的文章創作靈感，歡迎閱讀。
酸化土壤治理方法范文1
關鍵詞保護地；設施土壤；環境調控
保護地栽培是一種高效集約化的農業生產方式，設施內部封閉環境高溫、高蒸發、施肥量大，復種指數較高，以致造成設施內土壤結構破壞，鹽漬化、酸化，出現明顯土壤障礙。隨著使用年限增加，還會出現病原菌積累，蟲害加重等一系列問題。
1設施內土壤存在的問題
1.1土壤物理性狀
保護地設施內部環境相對封閉，土壤結構優于大田土壤?？諝飧邷馗稍?，土壤水分蒸發迅速，在深度20～25cm耕層的土壤中，水分運動方向由下至上沿著土壤毛管孔隙向地表運動。隨著使用年限的增加，耕層土壤團粒結構逐漸破壞，非活性孔隙占比降低，土壤持水性增強，但透氣透水性變差，物理性狀惡化，土壤板結，成為阻礙作物高產的問題之一。
1.2土壤化學性質
作為衡量土壤化學環境質量的重要指標，土壤pH的變化直接影響作物長勢，在耕層較淺的保護地更為明顯。
1.2.1土壤pH作用分析
土壤pH會影響土壤膠體的性質和土壤微生物的活性，它們完成了土壤中各種成分的遷移與轉化。氮元素在pH＜6時，有效性降低是因為固氮菌活性受土壤pH抑制；當pH＞8時，是硝化作用受抑制；磷元素在pH＜6.5或＞7.5時易被土壤膠體固定，降低有效性；pH高于8.5時，鈣鎂離子易被土壤膠體固定；一些微量元素在微酸性土壤中可溶性好而提高有效性。
1.2.2土壤酸化對作物的危害與表現
土壤酸化嚴重會導致養分有效性降低，不易被作物吸收；促使金屬離子溶入土壤溶液，毒害作物；破壞土壤結構，加重土壤板結；一般土壤微生物在pH6.5～7.5時活性最高，超出這個范圍會抑制微生物活性，從而降低氮的轉化與利用。土壤酸化對于農作物有著較大的影響，很容易導致植物根系出現死亡或者是破壞根系中的生理功能，表現為作物根系發育困難形成小老苗，易感病、產量低。
1.2.3導致土壤酸化的主要原因
從目前的情況來看，設施內土壤酸化是一種較為普遍的現象。導致這種情況發生的主要原因就是氮肥使用過多而造成的?，F如今，很多農作物還施有含氮量較高的雞糞、肥餅等，這種肥料都含有較高的氮元素；在高溫環境中有機質迅速轉化為有機酸與腐植酸，加之無自然降水淋溶而不斷積累，最終導致土壤出現酸化。
1.3土壤次生鹽漬化
保護地土壤次生鹽漬化主要表現為鹽分表聚，很多時候在設施土壤的表層會有一層白霜或者是斑塊狀鹽結皮。
1.3.1鹽分對作物影響分析
土壤鹽分含量對作物生長會產生影響，通過水分吸收、離子交換、養分與能量平衡等渠道表現出來。當土壤含鹽量上升時，滲透勢上升，使作物根系吸水困難，甚至根系脫水。尤其在設施內高溫環境中表現明顯；作物吸收微量元素失衡，過多吸收單一元素，而排斥其他元素，造成單鹽毒害；微生物活性降低，酶的活性受抑制，酰胺與銨態氮肥中的氮素更易揮發；高鹽分會降低氮元素有效性，不易被根系所吸收，降低作物體內能量的積累和轉化，作物生長受抑制。
1.3.2保護地土壤鹽漬化的危害
土壤含鹽量過高時，一般都在作物的長勢上得到體現。通過觀察可以發現，作物受鹽害，根系發育能力下降，植株矮小，發育遲緩，嚴重時作物倒伏、枯萎甚至絕收；鹽漬土還會造成植株抗性下降，易發生病蟲害；鹽漬土具有更高的導電率，與一般的露地土壤相比，鹽分較高的鹽漬土導電率是一般土壤的8倍左右；亞硝酸鹽數量設施內高于設施外；鹽漬土會使土壤微生物活動受抑制，菌群數量減少。
1.3.3造成土壤積鹽主要原因
據有關數據結果顯示，造成保護地土壤鹽漬化的是人為因素，其中主要的原因就是因為設施本身就是一個封閉的環境，受自然影響較小。土壤中的鹽分在沒有雨水沖刷的前提下會大量地沉積下來，而土壤內部的水會隨著蒸汽的蒸發逐漸的散發到土壤的表層。因為鹽隨水走，所以土壤表層的鹽分濃度往往較大.
1.4保護地土壤中病原菌積累病害加重
設施內土壤生態環境很容易出現病原菌聚集的情況。因為設施連作栽培往往存在種植次數多，土壤休息時間短的情況，這樣就容易促進土壤中一些病原菌的繁殖和生長。即使在較為寒冷的環境下也可以給一些病原菌提供越冬的場所。
2保護地土壤環境的調控措施
2.1改善土壤物理性狀
目前，效果較好的改良方法是向土壤中施入微生物菌肥，微生物能夠轉化土壤中的污染物，調節養分平衡，固氮、硝化，釋放土壤膠體中固定的磷、鉀以及微量元素，改良土壤的團粒結構。另外，可以增加施用有機肥的方式改善土壤透水透氣性。有機肥可以緩慢的將肥效釋放到土壤中，這樣會有助于提升土壤中微生物的生長；能促進土壤固定營養元素的釋放，進而增加土壤的營養成分。這樣對農作物的生長具有十分重要的意義。同時，有機肥能明顯提高土壤總孔隙度，降低土壤容重。
2.2改良酸化土壤
改良酸化土壤不能僅憑單一措施，需要綜合治理。一般情況下應該選擇使用堿性含鉀肥料來調節土壤內部的pH值，如施用草木灰；合理施用有機肥，配合不同作物輪作，土壤中有機質對土壤pH變化有明顯的緩沖效果[1]，土壤不易酸化；施入生石灰直接干預土壤pH，pH＜6說明土壤偏酸性，每667m2均勻施用生石灰30kg左右，黏土則需50kg左右，然后深翻旋耕，使生石灰與土壤充分混合。
2.3防治鹽漬土
鹽漬土對于植物有著較大的危害，為了保證植物能夠正常的生長就需要控制土壤內部鹽分的含量。一般情況下，控制土壤內部含量的主要方式有科學施肥、灌水洗鹽、生物除鹽及換土換鹽等，其中運用較多的就是換土除鹽，定期更換土壤可以保證耕層鹽分處于一種平衡狀態。此外，針對耕層表面因N03-積累造成的鹽漬土使用碳調節劑[2]，可以明顯降低土壤溶液中的硝酸根濃度。
2.4消除土壤中病原菌
效果較好的土壤消毒方法主要有2種：藥劑消毒和高溫消毒。常用的高溫悶棚消毒是一種高效消毒方法，在夏季倒茬期間封閉設施利用陽光照射使內部氣溫與土溫迅速升高，利用高溫進行殺毒，做法是先施入適量的有機肥，翻地整平做畦，灌水至飽和，土壤上覆蓋塑料膜，封閉設施，在陽光充足的情況下悶棚10～15d。設施內溫度可升至60～70℃，高溫可殺滅多種病原菌。
參考文獻
[1]鄧玉龍,張乃明.設施土壤pH值與有機質特征演變研究[J].生態環境,2006,15(2):367-370.
酸化土壤治理方法范文2
土壤退化(Soildegradation)是指在各種自然，特別是人為因素影響下所發生的導致土壤的農業生產能力或土地利用和環境調控潛力，即土壤質量及其可持續性下降（包括暫時性的和永久性的）甚至完全喪失其物理的、化學的和生物學特征的過程，包括過去的、現在的和將來的退化過程，是土地退化的核心部分。土壤質量(Soilquality)則是指土壤的生產力狀態或健康(Health)狀況，特別是維持生態系統的生產力和持續土地利用及環境管理、促進動植物健康的能力[2]。土壤質量的核心是土壤生產力，其基礎是土壤肥力。土壤肥力是土壤維持植物生長的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母質、氣候、生物、地形和時間因素長期相互作用的結果，帶有明顯的響應主導成土因素的物理、化學和生物學特性；另一方面，人類活動也深刻影響著自然成土過程，改變土壤肥力及土壤質量的變化方向。因此，土壤質量的下降或土壤退化往往是一個自然和人為因素綜合作用的動態過程。根據土壤退化的表現形式，土壤退化可分為顯型退化和隱型退化兩大類型。前者是指退化過程（有些甚至是短暫的）可導致明顯的退化結果，后者則是指有些退化過程雖然已經開始或已經進行較長時間，但尚未導致明顯的退化結果。
2全球土壤退化概況
當前，因各種不合理的人類活動所引起的土壤和土地退化問題，已嚴重威脅著世界農業發展的可持續性。據統計，全球土壤退化面積達1965萬km2。就地區分布來看，地處熱帶亞熱帶地區的亞洲、非洲土壤退化尤為突出，約300萬km2的嚴重退化土壤中有120萬km2分布在非洲、110萬km2分布于亞洲；就土壤退化類型來看，土壤侵蝕退化占總退化面積的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等級來看，土壤退化以中度、嚴重和極嚴重退化為主，輕度退化僅占總退化面積的
38%[3～6]。
全球土壤退化評價(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究結果[3～6]顯示，土壤侵蝕是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蝕影響占56%，風蝕占28%；至于水蝕的動因，43%是由于森林的破壞、29%是由于過度放牧、24%是由于不合理的農業管理，而風蝕的動因，60%是由于過度放牧、16%是由于不合理的農業管理、16%是由于自然植被的過度開發、8%是由于森林破壞；全球受土壤化學退化（包括土壤養分衰減、鹽堿化、酸化、污染等）影響的總面積達240萬km2，其主要原因是農業的不合理利用(56%)和森林的破壞(28%)；全球物理退化的土壤總面積約83萬km2，主要集中于溫帶地區，可能絕大部分與農業機械的壓實有關。
3我國土壤退化狀況
首先，我國水土流失狀況相當嚴重，在部分地區有進一步加重的趨勢。據統計資料[7]，1996年我國水土流失面積已達183萬km2，占國土總面積的19%。僅南方紅黃壤地區土壤侵蝕面積就達6153萬km2，占該區土地總面積的1/4[8]。同時，對長江流域13個重點流失縣水土流失面積調查結果表明，在過去的30年中，其土壤侵蝕面積以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形勢不容樂觀。
其次，從土壤肥力狀況來看，我國耕地的有機質含量一般較低，水田土壤大多在1%～3%，而旱地土壤有機質含量較水田低，＜1%的就占31.2%；我國大部分耕地土壤全氮都在0.2%以下，其中山東、河北、河南、山西、新疆等5?。▍^）嚴重缺氮面積占其耕地總面積的一半以上；缺磷土壤面積為67.3萬km2，其中有20多個省（區）有一半以上耕地嚴重缺磷；缺鉀土壤面積比例較小，約有18.5萬km2，但在南方缺鉀較為普遍，其中海南、廣東、廣西、江西等省（區）有75%以上的耕地缺鉀，而且近年來，全國各地農田養分平衡中，鉀素均虧缺，因而，無論在南方還是北方，農田土壤速效鉀含量均有普遍下降的趨勢；缺乏中量元素的耕地占63.3%[10]。對全國土壤綜合肥力狀況的評價尚未見報道，就東部紅壤丘陵區而言，選擇土壤有機質、全氮、全磷、速效磷、全鉀、速效鉀、pH值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表層土壤厚度等11項土壤肥力指標進行土壤肥力綜合評價的結果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影響，處于中、下等水平，高、中、低肥力等級的土壤的面積分別占該區總面積的25.9%、40.8%和33.3%，在廣東丘陵山區、廣西百色地區、江西吉泰盆地以及福建南部等地區肥力退化已十分嚴重[11]。
此外，其它形式的土壤退化問題也十分嚴重。以南方紅壤區為例，約20萬km2的土壤由于酸化問題而影響其生產潛力的發揮；化肥、農藥施用量逐年上升，地下水污染不斷加劇，在部分沿海地區其地下水硝態氮含量已遠遠高于WHO建議的最高允許濃度10mg/l；同時，在一些礦區附近和復墾地及沿海地區土壤重金屬污染也相當嚴重[8]。
4土壤退化研究進展
自1971年FAO提出土壤退化問題并出版“土壤退化"專著以來，土壤退化問題日益受到人們的關注。第一次與土地退化有關的全球性會議——聯合國土地荒漠化(desertification)會議于1977在肯尼亞內羅畢召開。聯合國環境署(UNEP)又分別于1990年和1992年資助了Oldeman等開展全球土壤退化評價(GLASOD)、編制全球土壤退化圖和干旱土地的土地退化（即荒漠化）評估的項目計劃。1993年FAO等又召開國際土壤退化會議，決定開展熱帶亞熱帶地區國家級土壤退化和SOTER（土壤和地體數字化數據庫）試點研究。在1994年墨西哥第15屆國際土壤學大會上，土壤退化，尤其是熱帶亞熱帶的土壤退化問題倍受與會者的重視，不少科學家指出，今后20年熱帶亞熱帶將有1/3耕地淪為荒地，117個國家糧食將大幅度減產，呼吁加強土壤退化及土地退化恢復重建研究，并在土壤退化的概念、退化動態數據庫、退化指標及評價模型與地理信息系統、退化的遙感與定位動態監測和模擬建模及預測、土壤復退性能研究、退化系統恢復重建的專家決策系統等研究方面有了新的發展。國際水土保持學會也于1997在加拿大多倫多組織召開了以流域為基礎的生態系統管理的全球挑戰國際研討會，從生態系統、流域的角度探討土壤侵蝕等土壤退化等問題。而且，國際土壤聯合會于1996年和1999年分別在土耳其和泰國舉行了直接以土地退化為主題的第一屆和第二屆國際土地退化會議，并在第一屆會議上決定成立了土壤退化研究工作組專門研究土壤退化，在第二屆會議上則對土壤退化問題更為重視，并有學者倡議將土壤退化研究提高到退化科學的高度來認識，并決定于2001年在巴西召開第三屆國際土壤退化會議[12]。同時，在亞洲，由UNDP和FAO支持的“亞洲濕潤熱帶土壤保持網(ASOCON)”和“亞洲問題土壤網”也在亞太土地退化評估與控制方面開展了大量的卓有成效的研究工作。總的說來，國際上土壤退化研究在以下方面取得了重要進展：①從土壤退化的內在動因和外部影響因子（包括自然和社會經濟因素）的綜合角度，研究土壤退化的評價指標及分級標準與評價方法體系；②從土壤的物理、化學和生物學過程及其相互作用入手，研究土壤退化的過程與本質及機理；③從歷史的角度出發，結合定位動態監測，研究各類土壤退化的演變過程及發展趨向和速率，并對其進行模擬和預測；④側重人類活動（特別是土地利用方式和土壤經營管理措施）對土壤退化和土壤質量影響的研究，并將土壤退化的理論研究與退化土壤的治理和開發相結合，進行土地更新技術和土壤生態功能保護的試驗示范和推廣；⑤注重傳統技術（野外調查、田間試驗、盆栽試驗、實驗室分析測試、定位觀測試驗等）與高新技術（遙感、地理信息系統、地面定位系統、模擬仿真、專家系統等）的結合；⑥從社會經濟學角度研究土壤退化對土壤質量及其生產力的影響。
我國土壤學研究工作在過去幾十年主要集中在土壤發生、分類和制圖（特別是土壤資源清查）；土壤基本物理、化學和生物學性質（特別是土壤肥力性狀）；土壤資源開發利用與改良（特別是土壤培肥，鹽漬土和紅壤的改良等）等方面。這些工作雖然在廣義上與土壤退化科學密切相關，但直接以土壤退化為主題的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以熱帶亞熱帶土壤退化研究工作較為系統和深入，并在80年代參與了熱帶亞熱帶土壤退化圖的編制，完成了海南島1∶100萬SOTER圖的編制工作。90年代以來，中國科學院南京土壤研究所結合承擔國家“八五”科技攻關專題“南方紅壤退化機制及防治措施研究”和國家自然科學基金重點項目“我國東部紅壤地區土壤退化的時空變化、機理及調控對策的研究”任務，將宏觀調研與田間定位動態觀測和實驗室模擬試驗相結合，將遙感、地理信息系統等高新技術與傳統技術相結合，將自然與社會經濟因素相結合，將時間演變與空間分布研究相結合，將退化機理與調控對策研究相結合，對南方紅壤丘陵區土壤退化的基本過程、作用機理及調控對策進行了有益的探索，并在以下方面取得了重要進展[8、13]：①初步定義了土壤退化的概念，闡明了紅壤退化的基本過程、機制、特點。②在土壤侵蝕方面，利用遙感資料和地理信息系統技術編制了東部紅壤區1∶400萬90年代土壤侵蝕圖與疊加類型圖及典型地區70、80、90年代疊加土壤侵蝕圖，并在土壤侵蝕圖、土地利用圖、土壤母質圖等基礎上，編制了1∶400萬土壤侵蝕退化分區概圖；對南方主要類型土壤可蝕性K值進行了田間測定，并利用全國第二次土壤普查數據和校正的Wischmeier方程，計算我國南方主要類型土壤可蝕性K，編制了相關圖件。③在肥力退化機理方面，建立了南方紅壤區土壤肥力數據庫，初步提出了肥力退化評價指標體系，進行了土壤肥力退化評價的嘗試，并繪制了紅壤退化評價有關圖件；將養分平衡與土壤養分退化研究相結合總結了我國南方農田養分平衡10年變化規律及其與土壤肥力退化的關系，認為土壤侵蝕、酸化養分淋失等造成的養分赤字循環及養分的不平衡是土壤養分退化的根本原因；應用遙感手段及歷史資料，編制了0～20cm及0～100cm土層的土壤有機碳密度圖，探討了紅壤有機碳庫的消長與轉化及腐殖質組成性質的變化規律；提出了磷素固定是紅壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰減的實質是磷素的雙核化和向固相的擴散，解決了紅壤磷素退化的實質問題。④在土壤酸化方面，研究了紅壤的酸化特點，根據土壤的酸緩沖性能，建立了土壤酸敏感性分級標準，進行了紅壤酸敏感性分級和分區，首次繪制了有關地區土壤酸敏感性分區概圖；采用MAGIC模型，并進行校正對我國紅壤酸化進行預測，揭示紅壤酸度的時空變化規律；并在作物耐鋁快速評估方面取得了重要進展。⑤在土壤污染方面，利用多參數對重金屬的土壤污染進行了綜合評估，建立了綜合污染指數(CPI)值的計算方法，對不同地區的污染狀況進行了評估，繪制了重金屬污染概圖；應用農藥在土壤中的吸附系數(Kd)和半衰期(t1/2)及基質遷移模式，闡明了土壤農藥污染的機理；在重金屬污染對土壤肥力的影響方面的研究結果表明，重金屬污染可降低土壤對鉀的保持能力，促進鉀的淋失；而對氮和磷而言，主要是降低與其催化降解和循環相關的酶的活性。⑥紅壤退化防治方面，提出了區域治理調控對策，“頂林—腰果—谷農—塘魚”等立體種養模式等，并對一些開發模式進行示范和評價。
然而，我國幅員遼闊，自然和社會經濟條件復雜多樣，地區間差異明顯。各類型區在農業和農村發展過程中均不同程度地面臨著各種資源環境退化問題，有些問題是全區共存的，有些則是特定類型區所特有的。過去的工作僅集中于江南紅壤丘陵區，而對其它地區觸及較少。而且，在研究工作中，也往往偏重于單項指標及單個過程的研究。土壤退化綜合評價指標體系的研究基本處于空白，對退化過程的相互作用研究不夠。同時，在合理選擇堿性物質改良劑種類、提高經濟效益以及長期施用改良劑對土壤物理、化學，特別是生物學性質的影響等方面還有許多問題有待進一步研究，對耐酸（鋁）作物品種的選擇研究也亟待加強。此外，對其它土壤退化問題，如集約化農業和鄉鎮企業及礦產開發引起的土壤及水體污染、土壤生物多樣性衰減等問題，尚未開展系統研究。
5土壤退化的研究方向
土壤退化是一個非常綜合和復雜的、具有時間上的動態性和空間上的各異性以及高度非線性特征的過程。土壤退化科學涉及很多研究領域，不僅涉及到土壤學、農學、生態學及環境科學，而且也與社會科學和經濟學及相關方針政策密切相關。然而，迄今為止，國內外的大多數研究工作偏重于對特定區域或特定土壤類型的某些土壤性狀在空間上的變化或退化的評價，而很少涉及不同退化類型在時間序列上的變化。而且，在土壤退化評價方法論及評價指標體系定量化、動態化、綜合性和實用性以及尺度轉換等方面的研究工作大多處于探索階段。
我國土壤退化研究雖然在某些方面取得了一定的、有特色的進展，但整體上還處于起步階段。為此，作者認為，今后我國土壤退化的研究工作應從更廣和更深的層次上系統綜合地開展土壤退化的綜合評價與主要退化類型農業生態系統的重建和恢復研究，并逐步向土地退化或環境退化方向拓展。具體來說，應加強以下幾個方面的研究工作：
(1)土壤與土地退化指標評價體系研究。主要包括用于評價不同土壤及土地退化類型的單項和綜合評價指標、分級標準、閾值和彈性，定量化的和綜合的評價方法與評價模型等；
(2)土壤退化的監測與預警系統研究。主要包括建立土壤退化監測研究網絡，對重點區域和國家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的類型、范圍及退化程度進行監測和評價，并進行分類區劃，為退化土地整治提供依據；
(3)土壤與土地退化過程、機理及影響因素研究。重點研究幾種主要退化形式（如土壤侵蝕、土壤肥力衰減、土壤酸化、土壤污染及土壤鹽漬化等）的發生條件、過程、影響因子（包括自然的和社會經濟的）及其相互作用機理；
(4)土壤與土地退化動態監測與動態數據庫及其管理信息系統的研究。主要包括土壤退化監測網點或基準點(Benchmarksites)的選建、3S(GIS、GPS、RS)技術和信息網絡及尺度轉換等現代技術和手段的應用與發展、土壤退化屬性數據庫和GIS圖件及其動態更新、土壤退化趨向的模擬預測與預警等方面的工作；
(5)土壤退化與全球變化關系研究。主要包括土壤退化與水體富營養化、地下水污染、溫室氣體釋放等；
(6)退化土壤生態系統的恢復與重建研究。主要包括運用生態經濟學原理及專家系統等技術，研究和開發適用于不同土壤退化類型區的、以持續農業為目標的土壤和環境綜合整治決策支持系統與優化模式，主要退化生態系統類型土壤質量恢復重建的關鍵技術及其集成運用的試驗示范研究等方面的工作，為土壤退化防治提供決策咨詢和示范樣板；
(7)加強土壤退化對生產力的影響及其經濟分析研究，協助政府制定有利于持續土地利用，防治土壤退化的政策。
參考文獻
1RLal.Soilqualityandsustainability[A].In:
RLal,WHBlum,CValentine,etal.Methodsfor
AssessmentofSoilDegradation[C].USA:CRCPress
LLC,1998,17～30.
2趙其國，孫波，張桃林．土壤質量與持續環境I．土壤質量的定義及評價方法[J]．土壤，1997,(3)：113～120.
3GLASOD.Globalassessmentofsoildegradation[Z].Worldmaps.
Wageningen(Netherlands):ISRICandPUNE,
1990.
4OldemanLR,Engelen,VWPVan,etal.Theextent
ofhuman-inducedsoildegradation[Z].Annex5“World
Mapofthestatusofhumaninducedsoildegradation,Anexplanatory
note.”Wageningen,Netherlands:ISRIC.
1990.
5OldemanLR,HakkelingRTA,SombroekWG.
Worldmapofthestatusofhuman-inducedsoil
degradation[Z].Anexplanatorynote,Wageningen,Netherlands:ISRIC
andPUNE,1991.
6OldemanLR.Theglobalextentofsoil
degradation[A].In:DJGreenland,ISzabolcs.
SoilResilienceandSustainableLandUse[C].CABInternational,
Wallingford,UK,1994,99～118.
7中國農業年鑒編輯委員會．中國農業年鑒[Z]．北京：中國農業出版社，1997.
8張桃林．中國紅壤退化機制與防治[M]．北京：中國農業出版社，1999.
9紅黃壤地區農業持續發展戰略研究專題協作組．紅黃壤地區農業持續發展研究（第一集）[C]．北京：中國農業科技出版社，1993.
10魯如坤．土壤—植物營養學[M]．北京：化學工業出版社，1998.
11孫波，張桃林，趙其國．我國東南丘陵區土壤肥力的綜合評價[J]．土壤學報，1995,32(4)：362～369.
12CAnecksamphant,CCharoenchamratcheep,T
Vearasilp,etal.ConferenceReportof2nd
InternationalConferenceonLandDegradation[R].
Bangkok:DLD,1999.15～33.
13趙其國，張桃林，魯如坤，等．我國東部紅壤地區土壤退化的時空變化、機理及調控對策的研究[R]．南京：中國科學院南京土壤研究所，2000.
酸化土壤治理方法范文3
關鍵詞：土壤污染現狀危害治理措施
一、土壤污染的定義
土壤污染是指進入土壤中的有害、有毒物質超出土壤的自凈能力，導致土壤的物理、化學和生物學性質發生改變，降低農作物的產量和質量，并危害人體健康的現象。土壤污染源主要可分為：生活性污染源，生產性污染源和放射性污染源：工業、科研和醫療機構排放的液體或固體放射性廢棄物。
二、土壤污染的特點
1、土壤污染具有隱蔽性和滯后性。土壤污染不同于大氣、水和廢棄物污染等污染比較直觀，它要通過對土壤樣品進行分析化驗和農作物的殘留檢測來確定。土壤污染從產生污染到出現問題通常會滯后較長的時間，所以土壤污染問題不太容易受到重視。
2、土壤污染具有不可逆轉性。受到重金屬污染的土壤基本上得需要較長的時間才能降解恢復。
3、土壤污染的累積性。土壤污染不同于被污染的大氣和水，不容易擴散和稀釋，土壤污染是由于不斷的積累而導致超標，土壤污染同時具有很強的地域性。
4、土壤污染難治理性。治理污染土壤通常成本較高，治理周期也很長。土壤污染僅依靠切斷污染源的方法是行不通的，需要靠換土、淋洗土壤等方法才能解決問題。
三、當前我國土壤污染的現狀與危害
目前，我國部分地區土壤污染非常嚴重，土壤污染類型呈現多樣化，土壤污染途徑多，原因復雜，控制難度大。每年由于土壤污染導致的農產品質量安全問題層出不求，嚴重影響了百姓的身體健康和社會穩定。土壤污染產生的危害主要表現為以下幾種：
1、土壤污染導致的直接經濟損失嚴重。當前相當一部分農產品的農藥殘留超標率高達16%-20%；每年有超過1000萬t糧食因土壤污染而減產，造成了巨大的經濟損失。
2、土壤污染對人體健康造成危害。土壤污染會使植物在體內積累污染物，并通過食物鏈富集到人體和動物體中，危害人體健康，引發癌癥和其他疾病。
3、土壤受到污染后，含有較高重金屬濃度的污染土容易在風力和水力作用下分別進入到大氣和水體中，導致大氣污染、地表水和地下水污染以及生態系統退化等多種生態環境問題。
四、導致土壤污染的原因
1、過量施用化肥和農藥
化肥及農藥的使用能大大提高糧食作物的產量，但是氮、磷等化學肥料的長期大量使用卻能破壞土壤結構，造成土壤板結、耕地土壤退化、致使耕層變淺、耕性變差、保水肥能力下降、增加了農業生產成本，影響了農作物的產量和質量。
2、污水灌溉對土壤的污染
使用生活污水和工業廢水灌溉農田是導致土壤污染的直接原因之一。重金屬、酚、氰化物等許多有毒有害的物質來自于未經處理或未達到排放標準的工業污水，它們會將污水中有毒有害的物質帶至農田，在灌溉渠中形成污染帶。
3、大氣污染對土壤的污染
大氣中的氮氧化物、二氧化硫和顆粒物等有害物質，可以在大氣中發生反應形成酸雨，通過降水和沉降而落到地面，導致土壤酸化。冶金工業排放的金屬氧化物粉塵，由于重力作用會以降塵形式進入土壤中。
4、生物殘體和牲畜排泄物對土壤的污染
利用禽畜飼養場的廄肥和屠宰場的廢物作肥料，如果不進行物理和生化處理，則其中的寄生蟲、病原菌和病毒等可導致土壤和水域污染，并通過水和農作物危害人群健康。
5、重金屬元素引起的土壤污染
汽油中添加的防爆劑四乙基鉛隨廢氣排出污染土壤，造成鉛污染；各種大量使用殺蟲劑、殺菌劑、殺鼠劑和除草劑導致砷污染；鈾礦開采和濃縮、釷礦開采、核實驗、核廢料處理、燃煤發電廠、磷酸鹽礦開采及加工等是土壤輻射污染的來源。
五、我國土壤污染的治理措施
1、施用化學改良劑，增加土壤環境容量，增強土壤凈化能力。
將石灰、堿性磷酸鹽、氧化鐵、碳酸鹽和硫化物等化學改良劑施用到土壤中，加速有機物的分解，使重金屬在土壤中固定，促使重金屬在土壤及土壤植物體的遷移能力降低，并轉化成為難溶的化合物，減少農作物的吸收，以減輕重金屬對土壤中的毒害。
2、強化污染土壤環境管理與綜合防治，大力發展清潔生產。
選擇有代表性的污灌區農田和污染場地，開展污染土壤治理與修復；加強土壤污灌區的監測和管理，科學地進行污水灌溉；了解水中污染物的成分、含量及其動態，避免帶有不易降解高殘留污染物隨機進入土壤；增施有機肥，提高土壤有機質含量；大力推廣和發展清潔生產。
3、改變耕作制度，實行翻土和換土。
要采取鏟除表土和換客土的方法來改變污染嚴重的土壤，對于輕度污染的土壤，采取深翻土或換無污染客土的方法。
4、采用農業生態工程措施
在污染土壤上繁殖非食用的種子、種植經濟作物，從而減少污染物進入食物鏈的途徑；或利用某些特定的動植物和微生物吸走或降解土壤中的污染物質，從而達到凈化土壤的目的。
酸化土壤治理方法范文4
關鍵詞：冶金礦山；廢棄地；生態修復；土壤改良；邊坡治理
冶金礦山行業涉及面廣、產業關聯度大，是國家經濟建設的重要基礎。但在礦山的開采過程中，會不可避免地挖掘和破壞山體、毀壞林地和耕地、擠壓動植物的生存空間，造成嚴重的水土流失和生態系統退化，形成大片的山體和廢棄礦場；在資源的加工過程中，會副產大量的固體廢棄物，如廢石、尾渣等，它們堆棄占用土地，破壞耕地，釋放有毒物質，并向周圍環境遷移擴散，通過食物鏈在動植物體內和人體中富集，威脅礦區生物的多樣性和礦區居民的正常生產生活，制約區域經濟的可持續發展［1-6］。隨著礦產資源的日益貧化，這些問題日趨嚴重，因此，對礦山廢棄地進行生態修復，恢復其原有功能，已經刻不容緩。
1冶金礦山廢棄地的生態現狀
冶金礦山廢棄地指在礦山開采過程中因被污染、占用或破壞，以致暫時失去利用價值的土地［7］。根據其成因，礦山廢棄地可分為五類：（1）排巖場。由被剝離的表土、被剝采的廢石以及缺乏深加工價值的低品位礦巖堆棄而成，堆積體結構松散、不穩定，自然條件下很難風化粉碎，表層植被生長困難；（2）尾礦庫。由礦石經洗選加工后產生的尾渣泵送堆積而成［8］。尾渣粒徑小、質地松散、表層干燥、保水能力差，尾渣會持續向外界釋放有毒物質，尾渣毒性很強，植被難以存活［1-2］；（3）露天采坑。露天開采埋層較淺的礦床所形成的凹坑，通常直徑較大、挖掘較深，表層巖石風化嚴重，植被立地條件差，難以形成植被覆蓋［9］；（4）塌陷區。礦區地下大量開采后，地質條件不穩定，地面塌陷所形成的塊狀、帶狀凹陷區域，塌陷區地表破碎、難以復墾，塌陷坑四周封閉，坑內常年積水［10-11］；（5）壓占地。為開發礦山所修建的輔助設施，如建筑物、公路等，它們會占用大量土地，在礦山停采后，這些區域被水泥、砌石、磚瓦等覆蓋，難以復墾。我國在20世紀50年代就開始了礦山廢棄地的生態修復工作，但受限于當時的觀念和技術水平，這項工作一直處于零星、小規模狀態，并未完全發展起來。針對礦區嚴重破壞的情況，國家相繼出臺了多項舉措，一方面規范和引導礦區土地復墾工作［12］，同時明確礦企在礦山修復工作中的責任，增強了企業的責任意識，政企聯合，加快了我國礦山廢棄地生態修復的工作進展［13］，截止2016年底，我國已累計投入修復資金近千億元，累計修復土地上百公頃，資助研發、推廣了近200項先進治理技術，生態修復工作取得顯著進步［14］。然而，我國礦區污染面積大，污染程度深，而多數礦企習慣了“先污染后治理”的生產模式，歷史欠賬多，使得環境治理資金需求量巨大。在當前持續低迷的礦業形勢下，礦區土地的修復費用主要由政府財政撥款提供，資金缺口很大［15］。截止2016年底，我國礦山廢棄地的修復率仍不足30%，與其他礦業發達國家50%~70%的平均修復率相距甚遠，廢棄土地修復工作不容樂觀［13］。國外礦山的生態修復工作可追溯到19世紀末，到20世紀中期已經開始了系統化、規模化的治理工作，并在法律法規、管理方式和修復技術等方面獲得了大量的成功經驗。澳大利亞實行礦產開發、土壤改良與生態恢復相結合的“三位一體”管理模式，促進了礦區土地復墾和生態修復工作的進展［12］；美國的礦山土地復墾工作始于20世紀30年代，現已形成了健全的法律體系和完善的管理制度，廢棄土地復墾率高達85%，其首創的復墾保證金制度已被許多國家學習采用［16］。德國在礦區土地復墾方面投入了大量的人力和財力，目前德國廢棄土地的復墾率已經超過90%[13]。相比較而言，我國礦山廢棄地的生態修復工作任重而道遠。
2冶金礦山的生態修復技術
礦山廢棄地地表大多坑洼不平、浮石凸起，鐵礦等金屬礦廢棄地地表還散落有許多硬度大、難以破碎的低品位礦石。在進行土地復墾前，應首先利用推土機、壓路機等大型設備對其地表進行平整處理，使區域附近地表性質盡量均一化，減小土壤改良和植被恢復的阻力，為后續復墾工作創造有利條件。礦山廢棄地土壤重金屬污染嚴重，氮、磷、鉀等營養元素嚴重缺失，土壤結構性差，在不進行人工干涉的情況下，礦區植被很難恢復。因此，修復礦區污染土壤是礦區植被恢復和生態重建的前提。
2.1物理修復技術
土壤的物理修復技術包括表土轉移和客土回填兩種。表土轉移指在礦山開采前將區域內表層土壤收集保存，待閉礦后再重新覆蓋的方法［17］，在這個過程中，雖然地表植被被完全破壞，但土壤中的營養元素和種子庫得以很好保存，能夠加快植被的恢復速度［18］，表土轉移法僅適用于新開礦山和新建尾渣場，在西歐國家的鐵礦露采場應用較為廣泛。客土回填指直接將區域內原有表土全部移除，回填適于植被生長的耕植土，在表面形成0.1~1.0m厚的覆蓋層，以達到土壤改良的目的，Mago-ba等［19-20］在大量實驗后發現，覆土厚度與植被覆蓋率的增量成正相關關系，當覆土厚度為30cm時，區域內植被的覆蓋率能提高近70%。該法效果明顯，但需要外借耕值土，費用昂貴。湖北黃梅馬尾山鐵礦通過經濟技術比較后采用了表層客土全覆蓋、喬灌草間植的方式進行植被恢復，對防治水土流失和改善區域環境起到了很好的效果。
2.2化學修復技術
礦山廢棄地普遍酸堿化過度，土壤pH值嚴重偏離正常范圍，不適于植被生長，必須添加酸堿調節劑進行基質改良。對于酸化土地，可以施用石灰、碳酸氫鹽等進行基質改良［22］，劉珊珊等［23］探究了用石灰調節南京紫金山銅礦堆浸場pH值的可行性，發現在浸場表層持續噴撒石灰一段時間后，能夠顯著提高基質表層的pH值，但由于渣堆厚度較深、下層尾渣酸化嚴重，因此對渣堆深處的pH值沒有明顯調節效果，這對于鐵尾礦庫表層基質的改良可起到一定的借鑒作用。對于堿化土地，可以投入石膏、碳酸氫鹽、硫酸亞鐵等來中和基質的堿性［24］。Na+含量過高容易導致土壤板結，石膏中的Ca2+能夠有效地替換Na+，降低土壤堿性，疏松土壤，改善水分、空氣和有機質的流通條件。當土壤酸堿度過高或失調時間過長時，宜采用“少量多次”的方法施加調節劑，這樣既能保證藥劑的持續效力，增強調節效果，又能節省藥劑。重金屬處理是土壤修復的關鍵，利用化學物質（包括鈣酸鹽、含磷材料、鐵氧化物、鐵鹽、ED-TA、α-淀粉酶、腐殖酸等）的吸附沉淀、氧化還原、催化還原、絡合等作用，可以在一定程度上達到重金屬離子固定的目的，顯著減弱重金屬離子的遷移能力［25-31］。鐵礦廢棄地中存在的重金屬主要有銅、鎘、鉛、鋅等，Ca2+對這些重金屬離子有明顯的拮抗作用，可以有效緩解其毒性，向廢棄土地中噴撒藥劑可阻礙農作物對它們的吸收，保證農產品安全［32］。EDTA通過螯合作用可以固定多種重金屬離子，且對土壤中的微生物群落幾乎不產生影響，是目前廣泛應用的鐵礦廢棄地重金屬淋洗劑［33］。黃凱［34］將有機肥和泥炭的混合試劑經過特殊工藝處理后，用于修復鉛鋅礦尾礦庫污染土壤。Wu等［35］利用黏土、生物炭成功研制出一種具有網狀結構的新型納米復合材料，能促使有毒的Cr6+轉化成無毒的Cr3+，大大簡化了土壤的修復步驟，提高了修復效率。另外，利用城市污泥較強的黏性、持水性和保水性，將其用于土壤改良，既能夠提高土壤肥力，改善土壤的團粒結構，又能以廢治廢，促進城市固體廢棄物的資源化再利用［36-37］。另外，從城市污泥中提取出的一些菌株還能對Cr6+起到還原作用，可有效去除其中90%的Cr6+，實現鉻渣堆六價鉻的高效治理［38-39］。
2.3生物修復技術
生物修復技術指利用酶、菌類及土壤動物等的新陳代謝作用來降低土壤中有毒、有害物質的濃度，從而達到土壤修復目的的一種技術。趙永紅等［40］認為，植物與降解菌的協同作用，可顯著增加土壤中降解菌的數量，提高降解菌的活性，改善植被的根際微環境，促進植被對養分和水分的吸收，促進植被的立地生長，加快土壤環境的改善速度。Denny等［41］研究發現，在土壤中接種菌根，菌根分泌物能夠增強土壤中重金屬離子的遷移能力，增強植被的抗性，促進植物對重金屬離子的吸收，加快土壤的凈化速度。Boyer等［42］研究了土壤動物蚯蚓對土壤中重金屬的凈化作用，發現蚯蚓既能夠吞食土壤中的重金屬，又能夠疏松板結土壤，增加土壤孔隙度，改善土壤的物理結構。徐池［43］對用不同馴化濃度/時間篩選出的赤子愛勝蚯的生理指標進行了系統比較，通過急性毒性試驗和彗星試驗確定了該種類蚯蚓的耐性最佳馴化條件，用該最佳條件篩選出的赤子愛勝蚯對重金屬有強提取作用，利用蚯蚓的吞食作用來改善重金屬污染土壤具有廣闊的應用前景。
2.4植被恢復技術
鐵礦廢棄地土地貧瘠、鹽堿化嚴重、重金屬毒害作用強，經過一系列的修復措施，如表土轉移、化學試劑投放等，在一定程度上修復被破壞的土壤，通過人工種植能較快實現礦區的植被覆蓋，最終建立起新的生態平衡［44］。禾草植物和豆科植物經常都被用作礦山廢棄地生態修復過程中的先鋒植物，它們生長迅速，抗旱性強，耐貧瘠能力強，且豆科植物具有固氮能力，能夠產生易于植被吸收、且緩釋性能良好的有機氮，這對于貧瘠土壤的修復改良至關重要［45］。楊卓等［46］對禾草植物高羊茅和黑麥草的重金屬耐受性進行了研究，發現這兩種植物抗逆性很強，可在重金屬污染土壤中迅速生長，能夠起到防止土壤侵蝕的作用。Chen等［47］發現，香根草具有對Cd2+的強富集作用，即使在Cd2+含量極低的土壤中，葉片中所吸收的Cd2+濃度也可達218gC/hm，是鐵礦廢棄地中Cd的理想治理植物。此外，高山甘薯、海州香薷、酸模等對Cu有較強的富集作用，高山漆菇草、東南景天羽葉鬼針草等對Pb也有富集作用［48-52］。多季收割重金屬富集植物，土壤中重金屬離子濃度降低，這時可種植一些生物量更大的植物（如灌木、喬木等）來完善區域的生物群落，增強礦區的保水、保肥能力和抗逆性［53］。對于收割獲得的重金屬富集植物體，可采取焚燒法、高溫分解法、生物解吸法、植物冶金法、液相萃取法等進行處理［54-55］，其中焚燒法和高溫分解法能夠顯著減少植物殘體的體積和重量，是目前最為行之有效的重金屬富集植物體處置技術［56-57］。
3冶金礦山的邊坡治理技術
鐵礦廢棄地環境惡劣，露天采坑等區域表土幾乎被完全剝離，土地結構破壞嚴重，水分和養分流失嚴重，滑坡時有發生；排巖場、尾礦庫的堆積結構松散，顆粒易流動，且堆場往往勢能較高，是潛在的人造泥石流發生源［11］。鑒于這些特征，除對礦區采取必要的生態修復手段外，還必須輔以邊坡治理等措施，以疏通地表徑流，減少基質流失，增強邊坡穩定性，降低滑坡和潰壩風險。
3.1客土噴播技術
客土噴播技術是一項新型的巖質邊坡綠化技術，主要利用機械攪拌設備將客土、種子、緩釋肥、粘結劑、保水劑、穩定劑等充分混勻，在待修復坡面上錨桿掛網，然后利用泵和壓縮空氣機將基材垂直噴附到坡壁上，形成具有一定厚度的噴附層［58］。噴附層結構良好，含有植物生長所需的各種營養物質，其中的保水劑為高分子樹脂材料，具有很強的儲水保水能力，可吸收超過自身重量數百倍的水分，且高壓下水分不脫除［59］。在種子的出苗和生長過程中，噴附層能夠持續供水供肥，確保植物的正常生長，實現邊坡的快速綠化。為豐富邊坡生物群落，客土噴播技術通常采取草罐混植的搭配方式進行植被培育，同時選用根系發達、抗逆性強的植物種子，充分利用植物根系對土壤的加筋和錨固作用，力求達到最佳護坡效果［60］。
3.2植被混凝土技術
植被混凝土技術綜合了土壤學、環境生態學、巖土力學、園藝學等多學科知識，系統考慮了邊坡角度、裸巖性質、氣候特征、綠化要求等條件，采用特定的混凝土配方和種子配方，將植生土、膠結劑、綠化劑、有機質、腐殖質、肥料、保水劑、草種等基礎材料混勻，然后澆灌于坡壁以起到邊坡防護與綠化的作用［61］。植被混凝土所用的膠結劑為普通硅酸鹽水泥，將其與特制的綠化劑配合使用，能夠在巖坡表面形成具有大量細密孔隙的植被生長基質，該生長基質既能像普通混凝土那樣穩固邊坡，又因為它獨特的多孔結構，可以加快水分和養分的運輸速率，營養物質供應順暢，植被生長迅速，對裸巖邊坡的治理效果良好［62］。
3.3生態灌漿技術
像排巖場這種類型的礦山廢棄區域，它們的地表特征明顯，堆渣呈塊狀、塊間空隙大，幾乎不存在植被生長土壤，可借鑒工程灌漿技術來對它們的邊坡進行治理。將基質材料、黏土和水等按照特定的配比攪拌制漿，然后由上而下對渣堆邊坡灌漿，漿體填充表面空隙，并逐漸在渣堆表層形成一層富含養分的植被生長基質，該基質層具有一定硬度和抗侵蝕能力，既防滲護坡，又適于植被生長，能夠為后續的植被恢復工作奠定良好基礎［11］。
3.4生態植被毯和袋技術
生態植被毯是以稻草、麥秸、玉米桿等為骨架，負載壤土、保水劑、有機質、植物種子等制備出的一種邊坡高效水土保持材料[63]。植被毯適用于坡度較緩的邊坡，能夠有效減少地表徑流和降水對坡面的沖刷，減少水土流失，其中含有的壤土和營養物質可以有效促進區域植被的立地生長，植被毯生產成本低、修復效果好，目前應用十分廣泛［64］。生態植被袋技術是一項新型的柔性護坡技術，袋體為無紡布袋，以聚丙乙烯為原料制備而成，通常會在制作過程中添加抗老化劑，以延長植被袋的使用壽命。在進行植被袋的護坡施工時，將耐性較強的草木種子通過木漿紙附著在袋體內側，然后向袋內裝入干燥、疏松的細粒壤土，為促進植被生長，還會適量摻入緩釋肥和保水劑，當袋內壤土達到密度要求后，停止裝土，用專用縫紉機封口，然后堆壘護坡［65］。在工程實踐中，由鋼材、水泥等筑造的護坡擋墻屬于硬質結構，常因局部沉降或受力不均勻而破裂；由植被袋構筑的護坡系統屬于柔性結構，可在一定范圍內維持結構體的穩定。生態植被袋既能夠穩固邊坡，減少水土流失，又能為植被的生長提供載體，增強邊坡的觀賞性，是一種有效的生態護坡技術。
4冶金礦山的功能化再開發
在礦山生態功能基本恢復后，可根據礦區自身屬性的不同，選擇恰當的發展模式進行資源的再開發利用。常見的礦山廢棄地生態開發模式有三種：單一復綠模式、農業復墾模式、景觀再造模式。再利用模式的選擇，依廢棄地的規模、環境、交通等因素的不同而不同，不同的再利用模式能夠產生不同的綜合效益［66］。
4.1單一復綠模式
主要適用于地理位置不佳、復墾后可獲得的耕地資源有限，基本無景觀開發價值的礦山廢棄地，可引入水生植物，如蘆葦、金魚藻等，將其培育成人工濕地，增加塌陷區的生態穩定性；而對于一些采深較大、面積較廣的露天采坑，可對其邊坡和底部進行加固防滲處理，以開發成小型湖泊；特別是對于一些破壞十分嚴重的礦區，經人工輔助手段后即使能夠在它的地表形成植被覆蓋，它的生態功能也仍有可能十分脆弱，稍加干擾就會引起植被的大片枯萎、死亡，使礦區再次朝廢棄土地的方向逆轉，這時可通過法規條例，將其設定為自然保護區，加強監管措施，杜絕人為擾動，為礦區生態正?；謴蛣撛煊欣麠l件。
4.2農業復墾模式
主要針對經適當修復后可被重新賦予生產力的廢棄土地，如馬鋼姑山礦的多層次立體土地復墾模式是國內鐵礦廢棄地農業復墾的典型，該礦排巖場是依托礦區原有露天采坑形成的多平臺堆積場，根據生態系統的多物種配置和多層次配置原則，設計出了可進行農、林、牧、漁綜合開發的立體復墾結構［67］，將中心積水采坑設計成魚塘，進行水產養殖；對水塘淺水區底層土壤施以必要改良措施，進行水稻種植，同時在水稻中放養鴨、鵝等家禽；對排巖場堆積平臺，則種植上防風林、生態林、經濟林等，同時林間修建小道，供市民休閑之用；排巖場斜坡坡度大、渣粒多、水土流失嚴重，可喬、灌、草間植，增加斜坡植被覆蓋率，減少降水對斜坡的侵蝕，增加排巖場的生物多樣性，提高生態位的利用率。
4.3景觀再造模式
對于一些具有旅游開發潛力的礦山廢棄地，可以將其作為景觀資源加以二次開發，為城市的可持續性發展，特別是老工業城市的產業轉型提供新的著力點。德國政府綜合魯爾區當時所面臨的社會、環境、資源等各方面的問題，制定出了符合自身情況的長遠規劃方案，確保了區域環境治理方法與區域經濟發展政策的連續性，設計人員對魯爾區的鐵礦采坑、橋梁隧道以及其它礦區建筑物進行了構思精妙的景觀改造，將舊礦區成功開發成了新的旅游資源［68］。遼寧撫順是我國重要的煤炭和鐵礦基地，大規模的礦床開采作業使得當地地質災害頻發，礦區百姓深受其害，撫順市在對礦區環境進行全面調查后，以國家“振興東北老工業基地”政策為契機，將原有廢棄礦坑、采坑塌陷地成功打造成了特色旅游景區，既緩解工礦企業與當地居民的矛盾，也促進了區域經濟的轉型升級［69］。湖北黃石國家礦山公園是我國第一家國家礦山公園，是鐵礦遺址開發的典型代表，這種開發模式既有助于保留采址的原有風貌，展現礦區曾經的輝煌成績，又能夠啟迪和教育后人，增強游客的環保意識，對其它礦山廢棄地的開發利用具有重要借鑒作用［66］。
5結語
酸化土壤治理方法范文5
傳統森林經營中主要考慮森林的營造、密度控制和產出。對森林的健康程度、持續經營和綜合效能關注度較低[1]。現代森林經營中,要統籌森林的多種功能、潛力挖掘和綜合效益。因此,要從培育健康、高效森林角度出發,科學進行立地評價,合理確定培育目標,依據區域生態條件構建可實現的標準生物量模式,以此為達標要求,統籌考慮造林、幼林撫育、撫育間伐、天然更新等技術舉措,實現可持續經營[2]。在構建森林之初,盡量培育優質容器苗,積極營造針闊混交林,密度不足或結構不佳要采取補植補造措施;在幼林撫育管理上,及時采取除草、割灌、施肥、修枝等系列措施,保證幼樹營養和空間需要;在中林齡以上齡組林分撫育中,改變傳統撫育模式,確定目標進行長期重點培育,并保持合理密度控制;在主伐之前及早考慮人工促進天然更新,主要采取人工較完全生土化方式,即在主要樹種種子年時用工具把地表可燃物及其下部腐化土摟除、疏松新土層,在林中形成規律性分布,便于天然落種均勻更新。森林經營每一項技術舉措均會對林地、植被產生破壞性作用,必須及時清理林地衛生,減少可燃物積累,并積極防控有害生物,定期檢測森林生長狀況,綜合分析、評價每一項技術舉措對森林的具體影響[3]。
技術措施實施
1針闊混交林營造進行立地評價,確定經營目標,設計造林模型。造林前對林地進行可燃物清理、拉線定點、工程整地、建設圍欄,同期選擇優質壯苗、配置基質、消毒除蟲、容器苗培育、造林前檢疫。在前期各項工作準備好后,采用優質容器苗植苗造林[1-3]。
2幼林撫育進行立地評價,評定幼林現時健康程度,依據生長狀況和經營目標選擇幼林撫育方法,割灌除草或松土施肥。幼林撫育之后,認真清理林地內的枯枝、雜草等作業剩余物,同時注意合理保留天然喬、灌木,為形成合理的喬、灌、草結構奠定基礎[4]。
3人工林修枝進行立地評價,定量分析森林經營效果,評價作業林分健康程度。依據林分生長和自然整枝狀況,確定修枝技術標準。若林分實際生物量超出標準生物量上限,對超出指標予以清除。清理林地時注意合理保留天然喬、灌木[3,5]。
4定向目標撫育進行立地評價,確定林分健康程度,分析目標樹經營狀況。按照培育目的,精確標定目標樹,確認一般樹和干擾樹。在保證目標樹周圍有適量的一般樹能促進材質培育的基礎上,伐去其余一般樹和所有的干擾樹。采伐和清理林地時也要注意合理保留天然喬、灌木[2]。
5人工較完全生土化進行立地評價,確定林分健康程度,對林分天然更新進行分析。在林內順行方向,用機械把活地被物、枯枝落葉層摟除,露出腐殖土,形成長條帶狀小溝,機械作業不便時采取人工措施。天然更新差的小班可采取人工撒種等輔助措施。土壤條件次的地段雨季對帶狀小溝兩側撒播熟石灰粉,提高酸堿度[6]。
6森林保護建立森林長期保護機制,系統開展護林防火、病蟲害防控、減少可燃物、健康監測等工作。設立專職管護,加強對項目區的看護和管理;加強森林有害生物預測預報,定時對項目區內林業有害生物進行調查與監測,及時進行預防;及時、妥善治理林內過多的地表可燃物,加強舉措,促進分解,推進森林營養物質循環;定期進行資源監測,分析森林經營效果,保證后續經營舉措科學、有效、及時[4,6]。
森林健康經營技術實施效果
1基礎性指標森林培育目標得到進一步明確,林木密度保持合理,森林生長旺盛,林木胸徑、樹高、材積、冠幅等指標高于同類林分,林地肥力不下降,初步遏制了土壤酸化和板結現象,常規經營密度林分達到標準生物量[2]。
2結構性指標保證了華北落葉松的優勢種群地位,林分結構得到了改善,目標樹占據主林層,特種培育密度的目標樹占林分密度的90%以上,林分向喬灌草豎向層次結構和針闊型水平結構發展,林內喬木樹種的天然更新個體數量增加,林分優勢物種豐富度、個體數量豐富度、植物多樣性、植物均勻度顯著高于同類林分[3]。
3抗干擾性指標地表可燃物分解速度加快,地表可燃物增加趨勢下降,無雷擊等自然性火災,原發性害蟲不成災,外來性害蟲能夠得到及時控制,發生蟲災的程度較同類林分差。
4生態服務價值林木年生長量得到提升,非木質生產能力得到增強,保持水土、涵養水源、固碳釋氧以及凈化大氣等生態服務功能得到提高,景觀游憩環境得到完善,生態服務功能進一步增強[4-5]。
酸化土壤治理方法范文6
關鍵詞：重金屬污染；煤礦區廢棄地；環境質量評價；廣東明山煤礦
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）18-4351-04
礦山開采給人類帶來了巨大的財富，也給區域生態環境帶來了極大問題，其中礦坑排水、礦石及廢石堆所產生的淋濾水、礦山工業和生活廢水、礦石粉塵、燃煤排放的煙塵和SO2等，嚴重危害礦區生態環境和人們的身心健康，引發一系列經濟、生態、社會等方面的問題[1，2]。煤矸石是煤炭開采、洗選加工過程中產生的固體廢棄物，大量煤矸石的堆積不僅侵占大量工礦用地、林地、耕地、居民地，還破壞地質、地貌景觀；煤矸石自燃時排放大量有害氣體污染空氣；刮風時，大量粉塵漂浮空中引起環境污染；下雨時，矸石山的淋濾液污染物隨雨水徑流和地下水的滲透污染周圍農田和江河湖泊；矸石山塌崩時，滾石、渣石流危及生命安全?？梢娒喉肥蔀楣?、液、氣三害俱全的污染源，亟待治理[3-6]。
土壤是人類賴以生存的寶貴自然資源。隨著人口—資源—環境之間矛盾的日趨尖銳，煤礦區土壤質量問題日益受到世界范圍內的廣泛而特別的關注。礦區及周邊農田土壤重金屬（Cu、Zn、Cd、Pb、Hg、Cr、As、Ni、Co等）作為生態系統中一類具有很大危害的化學污染物，不能為土壤微生物所分解，相反微生物可富集重金屬，并且在一定條件下可以轉化為毒性更強的金屬有機化合物，造成農作物可食部分重金屬含量超標，通過食物鏈的逐級富集和傳遞，影響人類健康與生態安全[7-11]。因此，科學評價煤礦區廢棄地土壤及重金屬污染狀況，不僅能更加了解礦區廢棄地土壤的本質，更好地利用土地資源，而且對于農業、林業生產具有重要的指導意義。本研究以廣東省明山煤礦區為例，旨在通過對廢棄地重金屬污染土壤環境質量的綜合評價，為該礦區重金屬富集植物篩選、土地復墾及生態重建提供理論依據。
1 研究區概況
明山煤礦位于廣東省梅縣白宮鎮，地理位置為北緯23°23′-24°56′、東經115°18′-116°56′，平均海拔550 m，屬亞熱帶季風濕潤氣候。該地區年均氣溫20.6～21.4 ℃，7月平均氣溫28.3～28.6 ℃，1月平均氣溫11.1～11.3 ℃，年均降雨量1 483.4～1 798.4 mm，75%以上降雨量集中在4～9月，年平均降雨時間為150 d，無霜期為309 d。
據廖富林等[12]2005年調查，明山煤礦廢棄地自然定居植物共計64種，分屬30科59屬，其中禾本科10種、菊科7種、豆科5種；全部自然定居植物中，29種為1～2年生草本植物、13種為多年生草本植物、18種為木本植物，另有4種藤本植物。據2010年11-12月實地踏查，尾礦區廢棄地業已形成一些相對穩定的單種斑塊和小群落，如五節芒（Miscanthus floridulus）、勝紅薊（Ageratum conyzoides）、小飛蓬（Comnyza canadensis）、艾蒿（Artemisia argyi）、豬屎豆（Crotalaris mucronata）、毛馬唐（Digitaria chrysoblephar）、莠狗尾草（Setaria geniculata）、香附子（Cyperus rotundus）等，這些在煤礦廢棄地成功定居的土著先鋒植物，可作為廢棄地植被生態恢復與治理的優先選用植物[12，13]。
2 研究方法
2.1 樣品采集
樣品采集于明山煤礦總廠附近的能發礦堆積場，該尾礦堆積場南北兩坡約45°、東坡約60°，且靠近一條大水溝，西坡較平緩。煤礦廢棄地周圍為低山，山坡的土壤為紅壤。
2010年11-12月，依據該堆積場具體地形、水文條件及煤矸石堆積的不同年限等，以矸石堆為中心，沿地表水自然流向東南向布設采樣線并按距離進行采樣，分別在樣線的10、50、100、200、500 m各設一個采樣點（定為樣點1、樣點2、樣點3、樣點4、樣點5），然后以各樣點為中心，采集1 m2范圍內的先鋒植物根系周圍0～30 cm深的尾礦區土壤，盡管樣點1、樣點4無植物分布，也采集樣點中心0～30 cm深的尾礦區土壤。
2.2 樣品測定
土壤于室溫下風干，除去石塊、植物根系和凋落物等，用瑪瑙研缽磨碎，過100目篩（0.15 mm），在烘箱中干燥24 h后放在干燥器中備用。樣品用HCl-HNO3-HF-HClO4混合酸消化后，用原子吸收分光光度計測定鎳（Ni）、鎘（Cd）、銅（Cu）、鉛（Pb）、鋅（Zn）、錳（Mn）、鉻（Cr）含量，試驗重復3次。土壤基本理化性質分析測定參照文獻[14]進行。
2.3 土壤環境質量評價
采用單因子指數和內梅羅（Nemerow）綜合污染指數相結合的方法進行重金屬污染程度評價[15，16]。
單因子指數法：Pi=Ci/Si （1）
式（1）中，Pi為土壤污染物i的單項污染指數；Ci為土壤中污染物i的實測含量；Si為污染物i的評價標準，采用GB15618—1995中的土壤環境質量二級標式（2）中，Pn為內梅羅綜合污染指數；Pimax為單因子污染指數最高值；Pi為單因子污染指數的算術平均值。
內梅羅綜合污染指數既全面反映了各污染物對土壤的不同污染程度，又突出了高含量/濃度污染物對土壤環境質量的影響，因此，采用綜合污染指數評定、劃分土壤質量等級更加客觀。綜合污染指數Pn依據土壤綜合污染等級劃分（表1）。
3 結果與分析
3.1 土壤理化性質
由表2可知，礦區土壤pH范圍在2.87～6.16，呈酸性，特別是樣點1土壤pH僅2.87，屬強酸性，不能夠滿足植物最基本的生長要求；樣點3靠近民工工棚，雖有五節芒生長，但表層煤矸石較新鮮，故土壤pH也僅3.76。據畢銀麗等[17，18]研究，煤矸石中含有鋁、硫等致酸性物質，在雨水的淋溶沖洗下，能夠酸化土壤條件，但隨著煤矸石堆積時限的延長、風化程度的提高，經長期雨水淋洗的煤矸石基質成分已基本穩定，故pH逐漸增大并最終接近于弱酸性。
通常認為，土壤交換量的大小基本上代表土壤保持養分能力的強弱（保肥力高低），交換量大，也就是保存養分的能力大，反之則弱。從表2交換性鹽基、陽離子交換量看，均為樣點5的土壤交換性能最好，樣點1的交換性能最差，其中，交換性鹽基為8.75～9.20 cmol/kg、陽離子交換量為9.02～9.57 cmol/kg，其陽離子交換量小于10 cmol/kg，屬于保肥力弱的土壤；從土壤有機質看，樣點4、樣點5的含量相對較高，而樣點1、樣點3的含量相對較低，總體上，土壤較貧瘠（有機質為9.74～12.89 g/kg）。此外，交換性酸含量為0.27～0.48 cmol/kg。
3.2 土壤重金屬含量
由圖1可知，尾礦區土壤重金屬元素含量變化較大，其中，Cd含量為0.759～3.109 mg/kg（平均含量為2.052 mg/kg），土壤中Cd含量最高的是樣點5（3.109 mg/kg），是土壤環境質量標準（GB 15618-1995）[19]規定的二級土壤標準（0.3 mg/kg）的10倍多、三級標準（1.0 mg/kg）的3倍多；樣點1的Cd含量（2.541 mg/kg）接近二級標準的9倍、是三級標準的2.5倍；樣點2（0.759 mg/kg）、樣點3（0.823 mg/kg）的Cd含量較低，但也均超過二級標準，說明明山尾礦區土壤Cd含量超標嚴重。余濤等[20]的研究表明，土壤pH是控制Cd等重金屬元素地球化學行為的重要因素，明山尾礦區土壤的酸性環境可能會加劇Cd等有害元素離子交換態含量的增加，從而產生嚴重的生態風險。
Cu含量為39.522～270.308 mg/kg，平均含量為91.281 mg/kg，其中樣點2 的Cu含量最高，為270.308 mg/kg，是二級標準果園標準值（150 mg/kg）的1.8倍、農田標準值（50 mg/kg）的5.4倍；其他樣點Cu含量在100 mg/kg以下。說明存在一定程度的Cu污染，但污染不嚴重。Ni的含量為34.351～46.065 mg/kg，平均為38.991 mg/kg，樣點2、樣點5的Ni含量分別為46.065、45.048 mg/kg，略高于二級標準（40 mg/kg），說明土壤存在一定程度的Ni污染，但污染不嚴重。Pb、Zn、Cr含量分別為45.120～78.901（平均為61.967）、77.704～104.502（平均為88.831）、64.710～154.701（平均為91.442） mg/kg，參照土壤環境質量標準，明山尾礦區土壤基本不受Pb、Zn、Cr污染影響。Mn含量為387.057～488.660 mg/kg，平均含量為421.215 mg/kg，但目前尚無國家標準。另據臧小平[21]研究，Mn可能是酸性土壤第二重要限制因素（我國南方磚紅壤和紅壤中，紅壤活性Mn含量一般為120 mg/kg，磚紅壤、赤紅壤為136 mg/kg），以此為參照，說明明山尾礦區Mn污染嚴重。
3.3 土壤重金屬污染評價
從單因子污染指數看（表3），樣點1污染最大的是Cd（8.470）、最小的是Pb（0.316），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Cr、Cu、Zn、Pb；樣點2污染最大的是Mn（2.977）、最小的是Pb（0.243），從大到小依次是Mn、Cd、Cu、Ni、Cr、Zn、Pb；樣點3污染最大的是Mn（3.759）、最小的是Pb（0.181），從大到小依次是Mn、Cd、Ni、Cr、Zn、Cu、Pb；樣點4污染最大的是Cd（10.093）、最小的是Pb（0.251），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Zn、Cr、Cu、Pb；樣點5污染最大的是Cd（10.363）、最小的是Pb（0.249），從大到小依次是Cd、Mn、Ni、Cr、Zn、Cu、Pb。
從各采樣點綜合污染指數看，受土壤重金屬污染最大的是樣點5，高達7.508，最小的是樣點2，為2.343，從大到小依次是樣點5、樣點4、樣點1、樣點3、樣點2，其中，樣點5、樣點4、樣點1為極重污染，樣點3、樣點2為中度污染。由于煤矸石堆積而引起尾礦區土壤污染一般均呈表面富集，且由近及遠重金屬污染程度呈逐漸降低趨勢，但煤矸石堆場周邊的地形地貌、地質條件等也是影響土壤重金屬污染的主要因素[4，6，22]。本研究中尾礦區各樣點土壤重金屬污染特征呈現出非線性遞減的波動性也印證了這一觀點，分析其原因，主要是樣點4位于矸石山堆場的下坡，樣點5為一個洼坑，煤矸石在降雨等自然淋濾作用下，造成重金屬元素從煤矸石中析出，大量的淋濾液和礦坑排水經運移、沉淀作用后都在此不斷沉積、富集，最終造成樣點5、樣點4的重金屬污染很重，而樣點3、樣點2的重金屬污染相對較輕。此外，煤矸石強烈風化產生的大量粉塵顆粒物在大氣中遷移，經過干、濕沉降進入地表，在雨水的淋濾作用下滲入土壤也是影響土壤中重金屬含量空間變化的重要因素。
4 小結與討論
土壤是植物生長的載體，土壤理化特性決定土壤質量的高低，同時大多數植物適宜于在中性、肥沃的基質中生長。本研究中，土壤pH呈酸性（2.87～6.16），土壤陽離子交換量、有機質含量、交換性酸含量等偏低，明顯不適宜植物生長。因此，煤矸石山的生態恢復首要的是包括酸堿度在內的基質改良。盡管煤矸石山在長期堆放的過程中，在雨水的淋溶沖洗下，pH呈現逐漸增大趨勢（由極端酸性逐漸到弱酸性），但其自然過程緩慢、所需年限較長，而有關研究表明[17，18]，煤炭燃燒后的粉煤灰呈極端的堿性，若兩者混合使用可以以廢治廢達到變廢為寶的目的。一方面可以利用粉煤灰極端的堿性中和煤矸石極端的酸性，調節基質的pH；另一方面，粉煤灰細小的顆粒填充于煤矸石粗大的石礫間，可降低矸石山中氧氣的濃度，起到防止矸石山自燃的功能，同時粉煤灰均勻的粒徑對煤矸石山的物理性質具有一定的改良作用，具有廣闊的應用前景。
煤矸石隨地質條件和產地的不同，其組成會有很大差別。一些研究已表明，煤矸石的淋溶水中Cd、Zn、Cr、Hg、Pb和As等劇毒元素的含量均超過水質標準[4，6]。這些淋溶水將嚴重污染地下水和地面水，對生物和人類健康造成嚴重影響。本研究中所測定的7種重金屬元素（Ni、Cd、Cu、Pb、Zn、Mn、Cr）中，主要是Cd、Mn污染，且各樣點土壤重金屬污染特征呈現波動性而非線性遞減，其中樣點1、樣點4、樣點5為極重污染，樣點2、樣點3為中度污染。據《重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》顯示（中國將對Hg、Cr、Cd、Pb等重金屬進行重點防控），Cd污染是國家重點治理對象。相關研究表明[20，23]，Cd在pH較高、尤其是在含有較多CaCO3的堿性土壤中活性低，不易移動，而在酸性條件下則易遷移，毒性增強。因此，提高土壤pH成為降低土壤Cd活性的有效措施之一。據臧小平[21]研究，土壤中Mn的可給性與pH存在相反的關系，明山煤礦廢棄地土壤呈酸性，土壤的交換態Mn多，易還原態Mn少，Mn污染嚴重。
植物修復是近年來發展的一種環境友好、低成本的礦區土壤復墾技術，煤矸石的植物修復就是在煤矸石山表面建立植被，利用植被固定表層矸石。但受礦區貧瘠、干旱、重金屬污染嚴重等極端地下環境條件的制約，植被恢復和生態重建的效益并不明顯。但在長期的野外調查時發現，在礦區局部營養條件較好的區域，如堆放垃圾和污泥區域，一些植物的植株生長旺盛、健壯，植被蓋度也較大，這為如何治理明山煤矸石廢棄地提供了有益的啟示。
參考文獻：
[1] 胡振琪.中國土地復墾與生態重建20年：回顧與展望[J].科技導報，2009，27（17）：25-29.
[2] 李永庚，蔣高明.礦山廢棄地生態重建研究進展[J].生態學報，2004，24（1）：95-100.
[3] 范英宏，陸兆華， 程建龍，等.中國煤礦區主要生態環境問題及生態重建技術[J].生態學報， 2003，23（10）：2144-2152.
[4] 王心義，楊 建，郭慧霞. 礦區煤矸石堆放引起土壤重金屬污染研究[J].煤炭學報，2006，31（6）：808-812.
[5] 畢銀麗，吳王燕，劉銀平.叢枝菌根在煤矸石山土地復墾中的應用[J].生態學報，2007，27（9）：3738-3743.
[6] 李 文，任曉旭，蔡體久.不同排矸年限煤矸石廢棄地養分含量及重金屬污染評價[J].林業科學，2011，47（6）：162-166.
[7] 張玉濤，王修林，李 琳，等.土壤中重金屬元素生物可給性研究進展[J].中國農學通報，2011，27（27）：39-44.
[8] 付 瑾，崔巖山.食物中營養物及污染物的生物可給性研究進展[J].生態毒理學報，2011，6（2）：113-120.
[9] 崔巖山，陳曉晨，付 瑾.污染土壤中鉛、砷的生物可給性研究進展[J].生態環境學報，2010，19（2）：480-486.
[10] KARATHANASIS A D， JOHNSON C M. Metal removal potential by three aquatic plants in an acid mine drainage wetland[J]. Mine Water and the Environment，2003，22（1）：22-30.
[11] WEI S H， ZHOU Q X， WANG X， et al. Potential of weed species applied to remediation of soils contaminated with heavy metal[J]. Journal of Environmental Sciences China，2004， 16（5）：868-873.
[12] 廖富林，楊期和，顏幼平，等.廣東梅州明山煤礦廢棄地的自然定居植物[J].華南農業大學學報，2006，27（2）：71-75.
[13] 沈洽金，劉德良，郭宇翔，等.煤礦廢棄地重金屬含量及3種土著先鋒植物吸收特征[J].廣東農業科學，2011，38（20）：134-138.
[14] 劉光崧.中國生態系統研究網絡觀測與分析標準方法：土壤理化分析與剖面描述[M].北京：中國標準出版社，1997.
[15] 童方平，徐艷平，龍應忠，等.冷水江銻礦區重金屬污染林地土壤環境質量評價[J].中國農學通報，2008，24（12）：179-183.
[16] 王開峰，彭 娜，曾廣裕.粵東銀銻礦區周邊土壤重金屬污染狀況評價[J].廣東化工，2009，36（11）：126-128.
[17] 畢銀麗，吳福勇.煤矸石和粉煤灰pH與電導率動態變化規律及其相關性研究[J].環境污染與防治，2004，26（5）：384-386.
[18] 畢銀麗，胡振琪，劉 杰，等.粉煤灰和煤矸石長期浸水后pH的動態變化[J].能源環境保護，2003，17（3）：20-21.
[19] GB 15618-1995.土壤環境質量標準[S].
[20] 余 濤，楊忠芳，鐘 堅，等. 土壤中重金屬元素Pb、Cd地球化學行為影響因素研究[J]. 地學前緣，2008，9（5）：67-73.
[21] 臧小平.土壤錳毒與植物錳的毒害[J].土壤通報，1999，30（3）：139-141.
