农田土壤环境范例6篇

前言:中文期刊网精心挑选了农田土壤环境范文供你参考和学习,希望我们的参考范文能激发你的文章创作灵感,欢迎阅读。

农田土壤环境

农田土壤环境范文1

关键词:除草剂;土壤生态环境;土壤酶

中图分类号: S156 文献标识码: A DOI编号: 10.14025/ki.jlny.2014.23.0076

现代农业生产中,化学除草剂被大量施用以提高作物产量及品质。施用除草剂后,可在一定程度上减少杂草对作物的危害,但除草剂的不 当使用也会对环境和人体健康产生一定程度的不利影响,同时进入土壤后对土壤生态环境造成严重污染[1]。

1 农田除草剂对土壤动物的影响

在土壤生态系统中,土壤动物参与地球物质循环,其数量和群落结构影响地上群落的结构和组成,是土壤生态系统的重要组成部分。除草剂对土壤动物影响的研究多集中在二十一世纪。采用野外定点试验方法分析除草剂乙草胺、2,4-D丁酯和噻吩磺隆对农田中小型土壤动物群落结构的影响,发现喷施除草剂使中小型土壤动物个体数量明显减少,尤其是使优势类群个体数量减少最大,使群落多样性指数和均匀度指数增高,优势度指数降低,但没有使土壤动物类群数发生明显变化[2]。近年研究结果表明,随着农药污染程度的加重,土壤动物类群、个体数量、多样性指数、均匀性指数、个体数密度等均受到负面影响,但是不同类型的农药对土壤动物的影响程度不同,不同的土壤动物对农药污染的敏感程度也不同。

2 农田除草剂对土壤微生物及酶活性的影响

土壤微生物在土壤物质转化中具有多种重要功能,不仅对土壤的发生、发育、土壤肥力的形成和植物营养元素的迁移转化起着重要作用,同时也对土壤中有机污染物以及农药的分解和净化、重金属和其他有毒元素的迁移转化起着不可忽视的作用[3]。土壤酶主要由微生物、植物和动物的活体或残体构成,可催化土壤有机质的化学反应[4],因此在判断外来化学物质对土壤的污染程度及是否对生态环境造成影响时,常使用土壤微生物及土壤酶作为生态毒理指标[5]。洪文良等[6]在室内模拟条件下研究了敌草胺对土壤微生物种群数量及生物活性的影响,发现经敌草胺各浓度处理后,土壤细菌生长呈现抑制、恢复或激活的变化趋势,放线菌的生长则表现为先抑制后恢复的变化趋势,真菌生长则表现为在14天前低浓度刺激,高浓度抑制,45天后激活的变化趋势;设置室内培养试验测定除草剂草甘膦对土壤过氧化氢酶活性的影响时发现,草甘瞵抑制土壤过氧化氢酶活性,且随着浓度的升高,对过氧化氢酶活性抑制作用增强[7]。为更准确判断除草剂对土壤微生物及酶活性的影响,现已在分子水平进行研究[8]。

3 农田除草剂对土壤呼吸的影响

土壤呼吸在一定程度上反映土壤养分转化和供应能力,是土壤生态系统中表征土壤质量和土壤肥力的重要生物学指标。在外界条件不同的情况下,微生物体内与呼吸作用相关的酶活性会产生相应的不同变化,影响土壤呼吸作用。吴小玲等[9]在室内模拟田间环境条件下测定不同时间内土壤微生物呼吸强度,发现施用适量的草甘膦一周后,土壤呼吸强度增强,说明草甘膦影响土壤微生物的新陈代谢,在一定程度上破坏土壤微生态系统的平衡,但这种影响在16 天后可以恢复,施用剂量越小越容易恢复,剂量越大越难恢复。

4 评价农田除草剂生态毒理性现状

土壤生态系统中,土壤酶参与包括土壤生物化学过程在内的自然界物质循环。土壤酶活性可反映土壤中进行的生物化学过程的动向和强度,有助于土壤肥力的形成和提高,同时对土壤生态系统的物质循环具有重要意义,是土壤生态系统的感应器,可准确反映土壤生理――生态变化,预示土壤肥力和土壤的健康状况[10]。研究除草剂对土壤酶活性的影响,通过土壤酶活性变化评价农药施用效果及对土壤环境的影响已成为研究除草剂对土壤生态系统影响常见方法。应用土壤酶作为监测指标,评价除草剂的生态毒理学效应已成为环境科学领域的研究热点问题之一。

参考文献

[1] 周礼恺. 土壤酶与植物营养以及与农药的相互作用[J]. 土壤学进展, 1981, 9 (6): 18-27.

[2] 张淑花, 高梅香, 张雪萍, 等. 除草剂对农田中小型土壤动物群落结构的影响[J]. 河南农业科学, 2012, (10): 70-73,99.

[3] Sun Ting, Wang Yue P., Wang Zhi Y., et al. The effects of

molybdenum and boron on the rhizosphere microorganisms and soil enzyme activities of soybean[J]. Acta Physiologiae Plantarum, 2013, 35(3): 763-770.

[4] Zhang Xiangqian, Huang Guoqin, Bian Xinmin, et al. Effects of nitrogen fertilization and root interaction on the agrono mic traitsofinter crop pedmaize, and the quantity of microorganisms and activity of enzymes in the rhizosphere[J]. Plant Soil, 2012, 11.

[5] Adetutu EM, Ball AS, Osborn AM. Azoxystrobin and soil interactions: degradation impact on soil bacterial and fungal communities [J]. J Appl Microbiol, 2008, 105: 777-1790.

[6] 洪文良, 吴小毛. 敌草胺对土壤微生物种群及生物活性的影响[J]. 贵州农业科学, 2013, (02): 120-123.

[7] 杨敏, 李岩, 王红斌, 等. 除草剂草甘膦对土壤过氧化氢酶活性的影响[J]. 土壤通报, 2008, (06): 1380-1383.

[8] Zhang Qingming, Zhu Lusheng, Wang Jun, et al. Effects of

fomesafen on soil enzyme activity, microbial population, and bacterial community composition[J]. Environ Monit Assess, 2013, 12.

[9] 吴小玲, 付立林, 贺小兵, 等. 草甘膦对稻田土壤酶活力与土壤呼吸强度的影响[J]. 湖南农业科学,2011,(01).

农田土壤环境范文2

    【英文关键词】 Soil Pollution; Hazard; prevention and cure

    【正文】

    一、我国土壤污染现状及危害

    (一)我国土壤污染现状土壤污染大致可分为:重金属污染、农药和有机物污染、放射性污染、病原菌污染等多种类型。据报道,目前我国受镉、砷、铬、铅等重金属污染的耕地面积近12000万公顷,约占总耕地面积的1/5;其中工业'三废'污染耕地1000万公顷,污水灌溉的农田面积已达330多万公顷。 污水灌溉等废弃物对农田已造成大面积的土壤污染。如沈阳张士灌区用污水灌溉20多年后,污染耕地2500多公顷,造成了严重的镉污染,稻田含镉5-7mg/kg.天津近郊因污水灌溉导致2.3万公顷农田受到污染物。广州近郊因为污水灌溉而污染农田2700公顷,因施用含污染物的底泥造成1333公顷的土壤被污染,污染面积占郊区耕地面积的46%.80年代中期对北京某污灌区进行的抽样调查表明,大约60%的土壤和36%的糙米存在污染问题。另一方面,全国有1300-1600万公顷耕地受到农药的污染。除耕地污染之外,我国的工矿区、城市也还存在土壤(或土地)污染问题。

    (二)土壤污染的危害 1.土壤污染导致严重的直接经济损失对于各种土壤污染造成的经济损失,目前尚缺乏系统的调查资料。仅以土壤重金属污染为例,全国每年就因重金属污染而减产粮食1000多万t,另外被重金属污染的粮食每年也多达1200万t,合计经济损失至少200亿元。对于农药和有机物污染、放射性污染、病原菌污染等其他类型的土壤污染所导致的经济损失,目前尚难以估计。 2.土壤污染导致食物品质不断下降我国大多数城市近郊土壤都受到了不同程度的污染,有许多地方粮食、蔬菜、水果等食物中镉、铬、砷、铅等重金属含量超标或接近临界值。 3.土壤污染危害人体健康土壤污染会使污染物在植(作)物体中积累,并通过食物链富集到人体和动物体中,危害人畜健康,引发癌症和其他疾病等。 4.土壤污染导致其他环境问题土地受到污染后,含重金属浓度较高的污染表土容易在风力和水力的作用下分别进入到大气和水体中,导致大气污染、地表水污染、地下水污染和生态系统退化等其他生态问题。

    二、土壤污染的特点土壤污染具有明显的隐蔽性、滞后性、累积性和不可逆转性等特点,土壤一旦受到污染,则需要很长的治理周期和较高的投资成本,造成的危害也比其他污染更难消除。 土地污染具有隐蔽性和滞后性。它往往要通过对土壤样品化验和农作物的残留检测,其严重后果仅能通过食物给动物和人类健康造成危害,因而不易被人们察觉;因此,从产生污染到出现问题通常会滞后很长的时间。土壤污染具有累积性,污染物质在土壤中不容易迁移、扩散和稀释,因此容易在土壤中不断积累而超标。土壤污染具有不可逆转性,重金属对土壤的污染基本上是一个不可逆转的过程,许多有机化学物质的污染也需要较长的时间才能降解;土壤污染很难治理,积累在污染土壤中的难降解污染物很难靠稀释作用和自净化作用来消除。因此,治理污染土壤通常成本较高、治理周期较长。

    三、我国现行土壤污染防治的法律规定及其存在的问题目前,我国涉及土壤保护的法律法规主要有《中华人民共和国环境保护法》《刑法》《土地管理法》《土地管理法实施条例》《水土保持法》《土地复垦条例》《基本农田保护法》《农药安全使用标准》《农用污泥中污染物控制标准》《农田灌溉水质标准》及大气、水、固体废弃物污染防治法等。另外,为了贯彻《中华人民共和国环境保护法》,防止土壤污染,保护生态环境,我国于1995年制定了《土壤环境质量标准》(GB 15618—1995)。尽管相关的法律法规不少,但大多针对经济利用、土地管理和利用、土地规划及土地权属问题方面,对土壤污染防治的规定分散而不系统,缺乏具可操作性的细则和有威慑力的责任追究条款我国现有的土壤保护法律法规存在的问题主要有 :

    (一)《环境保护法》《环境保护法》罗列的污染种类的滞后性,该法第20条规定:“各级人民政府应当加强对农业环境的保护,防治土壤污染、土地沙化、盐渍化、贫瘠化、沼泽化、地面沉降和防治植被破坏、水土流失、水源枯竭、种源灭绝以及其他生态失调现象的发生和发展,推广植物病虫害的综合防治,合理使用化肥、农药及植物生长激素。”该法于1989年颁布,但是对于所处的社会发展状况而言,以上的罗列已经基本概括了所可能发生的污染种类,而这不发放置今日,就存在着些许的滞后性,无法穷尽污染种类,致使污染发生之时,无追究污染着责任的法律依据,其应当包括有放射性物质和化学物质的污染、乱堆放生产废物和消费废物,以及包括生物性污染在内的污染及其他可能造成土地退化的不良(有害)影响;

    (二)《土地管理法》 1.调整对象的局限性《土地管理法》的制定目的是为了加强土地管理,维护土地的社会主义公有制,保护、开发土地资源,合理利用土地,切实保护耕地。对于防治土壤污染,该法也作了原则性的规定,即在第35规定各级人民政府应当采取措施,维护排灌工程设施,改良土壤,提高地力,防止土地荒漠化、盐渍化、水土流失和污染土地。这条规定是在《土地管理法》第4章,耕地保护当中提出的,而并非在总则当中对此问题加以表述,这就导致了这部法在调整土壤污染问题时,调整对象存在着明显的局限性; 2.土壤污染防治意识的缺乏性该法第43条规定:任何单位和个人进行建设,需要使用土地的,必须依法申请使用国有土地;但是,兴办乡镇企业和村民建设住宅经依法批准使用本集体经济组织农民字体所有的土地的,或者乡(镇)村公共设施和公益事业建设经依法批准使用农民集体所有的土地除外。该法第36条规定:非农业建设必须节约使用土地,可以利用荒地的,不得占用耕地;可以利用劣地的,不得占用好地。禁止占用耕地建窑、建坟或者擅自在耕地上建房、挖砂、采石、采矿、取土等。禁止占用基本农田发展林果业和挖塘养鱼。可以看出的是,该法对于基本农田的用途有着严格的规定,对于其他耕地的利用范围则放宽限制,而兴建乡镇企业则又放宽了农用地转化为建设用地的条件,而乡镇企业产生排放的“三废”物质,则是导致农村土壤污染的最大元凶,而对于乡镇企业和基本农田土地布局和使用规划的缺失,又是导致乡镇企业在一定程度上造成耕地污染严重的原因。

农田土壤环境范文3

关键词: 防护林;农田生态系统;土壤改良;林带胁地;增产

 

20世纪80年代以来,随着生态学的不断发展,生态学原理被更加深入地应用到农田防护林领域,形成了农田防护林生态学研究高潮[1]。关于农田防护林生态系统的研究,有大量的文献报道。近年来,如何维护、改善生态系统服务功能已成为国际上普遍关注的研究热点问题。大量研究表明,农田林网可以改善生态环境,优化农作物生长所需的环境条件,对作物生长环境有着明显的良性影响[2]。防护林的生态效益通常包括生物效益、环境效益、旅游效益等[3]。这里,笔者仅就农田防护林的土壤改良效益与胁地现象的克服等问题阐述如下。 

 

1农田防护林对土壤的改良效益 

 

1.1农田防护林对土壤物理性质的改良 

农田防护林带建成后对降低土壤表层及耕作层的全盐量效果极为明显,可防止次生盐渍化。一般,杨树林带下土壤中碳酸钠盐下移,多滞留在30cm上下;灌木林带下土壤中的硫酸盐及碳酸盐则向47cm以下的土层移动。杨树林带下0~20cm土层全盐量较旷野减少66%,1~11H(H表示防护林带树高)之间减少86%~90%;灌木林带下0~30cm土层防护林带比旷野减少65%,林带背风面5~20m处减少58%~75%[4]。前苏联V.M.Kretinin的研究证实了农田防护林带有使土壤脱盐的作用。A.M.Egrouy等的研究结果也表明,农田防护林带对农田土壤有明显的脱盐作用。李德毅在江苏大丰县上海农场的研究认为:农田防护林带保护区和空旷区相比有明显延缓反盐作用[5]。 

农田防护林带还有减少土壤中CO32-和HCO3-的效果,从而使土壤碱性减弱,pH值降低。杨树林带内0~10cm土层中CO32-和HCO3-的浓度含量较旷野减少66%,并降低1.4个pH值。林带背风面1~11H之间减少78%~89%,降低1.0~1.5个pH值。灌木林带至带后20cm处范围内、在0~30cm的土层减少63%~82%左右,下降约0.5~1.5个pH值。 

此外,农田防护林带还有改善盐碱土水溶性组成成分的作用。受林带庇护的土壤,Ca2+比例增大,Na+减少,从而改善了土壤的通透性和可耕性。农田防护林带所庇护的上层土壤中水溶性Na+大幅度降低,在杨树林带可降低90%,灌木林带降低19%~82%左右[4]。 

1.2农田防护林对土壤的增肥效应 

农田防护林能改良土壤结构,增加土壤有机质含量,提高土壤肥力。7~8年林地土壤(0~40cm)有机质含量比农地土壤增加近1倍,土壤氮、磷养分含量显著提高,电导率平均值比对照点降低42.9%,土壤容重降低,非毛管孔隙度增加,通气透水性能提高。林木大量的枯枝落叶促进了整个农田生态系统的物质循环。据测定,五年生的杨树、水杉、刺槐等林分每年凋落物分别可达2 500kg/hm2、2 800kg/hm2和2 000kg/hm2,杨树凋落物中氮、磷、钾、钙的含量分别为2.35%、0.45%、1.24%和4.11%,每公顷杨树林每年凋落物归还土壤的养分含量为氮58.75kg、磷11.25kg、钾31.00kg和钙106.00kg[6]。朱德华观测研究结果表明,林带背风面20H范围内腐殖质含量为对照的182.2%,氮为178.4%、磷为145.4%,休乔列夫观测到林带保护区肥效增加25%。克列京宁观测到二十二至二十七年生的林带,促使草原土壤形成0~2cm的有机层,A+B1层增加4~12cm[7]。据郑亮等测定淮北平原农田防护林网建立后,土壤有机质含量增加了32.9%,含氮量增加了8%,速效磷增加了31.4%,速效钾增加了6%,土壤的pH值由8.3下降到8.1[8]。 

1.3农田防护林对土壤微生物和酶活性的影响 

农田防护林还能增加土壤微生物种群数量和提高酶的活性,有效地提高土壤肥力水平。南京林业大学(1995)在江苏徐州农田防护林区对土壤酶活性研究表明,林带根系活动能明显提高土壤酶活性,在林带附近土壤酶活性较高,随着林带距离的增加酶活性变小,根际土壤酶活性明显高于非根际土壤[5]。 

1.4农田防护林的保土效应 

农田防护林带具有降低风速、提高土壤含水率的作用,因而起到防止或减轻土壤风蚀的作用[9,10]。Gal观测到Ferstod地区农田防护林带营造前,土壤损失量达1 002t/km2,造林后12年仅为50t/km2,每年3月份空气含尘量仅为原来的1/10[7]。据测算,淮北地区农田防护林每年可防止水土流失3 000多万立方米,使3 670km的主要河渠每年可减少泥土淤积12.1万立方米,平均每年减少河床抬高2~3cm[8]。

2农田防护林带胁地现象的产生与克服 

 

2.1农田防护林带胁地现象的成因 

在农田防护林建设过程中,由于林木根系和冠幅巨大,对作物不可避免地会产生一定的负面影响,主要表现在:林木与根系附近作物争夺土壤水分和养分;树冠冠幅较大,遮阴面积大,时间长,造成附近区域的光照少,地温高,迎风面近树区的空气湿度小;虽林带缩小昼夜温差,有减免高、低温致害的正影响,但也有不利于干物质积累、影响作物发育,甚至降低种实品质的负影响。农田防护林的负影响随着许多条件的变化而变化,一般情况下,对秋季作物影响大于夏季作物,林带阴面大于阳面,在瘠薄的土壤上大于肥沃的土壤上,在干旱年份和无灌溉条件下大于湿润年份和有灌溉条件的[11]。 

农田土壤环境范文4

关键词:农田土壤污染;重金属污染;土壤修复;耕地质量;防治对策;中国;

万物土中生,人们吃的粮食、瓜果、蔬菜,以及植物油料、糖料、中药材等几乎全部产自土壤;人们吃的肉、蛋、奶等畜禽产品,以及淡水产品多数也是由土中生长的饲料转化而来。只有保有清洁的土壤,才有可能生产出安全的食物,才能从源头上保障舌尖上的安全。然而,目前我国的土壤污染问题日趋严重,舌尖上的安全受到了严重威胁,已到了必须采取行动的时刻。

1我国农田土壤污染状况

1.1农田土壤受污染率呈明显上升之势

根据国家环保部公布的资料,1989年全国受污染农田600万hm2[1],占当年耕地总面积的4.6%;1990年全国受污染农田面积667万hm2[2],占当时全国耕地总面积的5.1%;1991全国受污染农田1000万hm2[3],占当年全国耕地总面积的7.7%;2000年对30万hm2基本农田保护区土壤有害重金属抽样监测结果表明,土壤重金属超标率达12.1%[4];2011年在全国31个省(市、区)364个村庄的监测结果表明,农村土壤样品污染物超标率达21.5%[5]。根据宋伟等人的测算,我国受到重金属污染的农田面积占耕地总面积的16.67%[6]。根据赵其国院士的材料[7],我国重金属污染农田土壤超过2000万hm2,占耕地总面积的16.4%,加上农药污染农田土壤933万hm2、污水灌溉污染农田217万hm2、受石油污染的土壤50万hm2、受工业废渣污染的农田10万hm2和受采矿污染的土壤面积20万hm2,共计3230万hm2,相当于当时全国耕地面积的26.5%(1)。首次全国土壤污染状况调查结果表明,全国耕地土壤点位超标率为19.4%,其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为13.7%、2.8%、1.8%和1.1%,主要污染物为镉、镍、铜、砷、汞、铅、滴滴涕和多环芳烃[8]。

综合各方面的材料,我国农田土壤受污染率已从20世纪80年代末期的不足5%,上升至目前的近20%。尤其令人震惊的是,部分经济发达地区农田污染问题非常突出,例如,广东省清洁土壤只有11%,轻度污染农田占耕地总面积的77%,重度污染农田占耕地总面积的12%左右[9]。

1.2土壤污染趋向多源性和复杂性,并且治理难度巨大

我国土壤污染正从常量污染物转向微量持久性毒害污染物;土壤污染从局部蔓延到大区域,从城市郊区延伸到乡村,从单一污染扩展到复合污染,从有毒有害污染发展至有毒有害污染与氮、磷营养污染的交叉,形成点源与面源污染共存,生活污染、农业污染和工业污染叠加、各种新旧污染与二次污染相互复合或混合的态势[10]。目前,受到重金属污染的农田已遍布我国多个省(市、区)[11]。

土壤污染与大气污染和水污染不同,大气污染和水污染一般比较直观,容易被人们发觉;而土壤污染往往不易被人们发现,一般要等到农产品发生危害时,人们才会追溯到土壤,并且需要通过对土壤样品进行分析化验和农作物的残留检测才能确定。另外,污染物质在大气和水体中一般容易扩散和稀释,所以只要切断污染源并采取有效的治理措施,很快就会见效;而污染物在土壤中一般难以扩散和稀释,土壤污染一旦发生,则很难恢复,治理成本较高、治理周期较长,甚至被某些重金属污染的土壤需要200~1000年的时间才能够恢复[10]。

2农田土壤中主要污染物质及污染物进入农田路径

2.1农田土壤中的主要污染物质

农田土壤污染有化学污染、物理污染和生物污染。影响农产品安全质量的主要是化学污染。因此,目前引人关注的也主要是化学污染及化学污染物。

化学污染物质可分为:无机污染物和有机污染物两大类[12]。无机污染物包括对生物有危害作用的元素和化合物,主要指重金属元素如汞(Hg)、镉(Cd)、砷(As)、铅(Pb)、铬(Cr)、铜(Cu)、镍(Ni)、锌(Zn)、钴(Co)等,当前最引人关注的是Hg、Cd、As、Pb、Cr等,尤其是2013年湖南“镉米”事件给人们带来了很大的恐慌;有机污染物包括有机氯类、有机磷类、氨基甲酸酯类、苯氧羧酸类、苯酰胺类等,主要来自化工厂排放和化学农药。

2.2污染物质进入农田的主要路径

众所周知,土壤中的污染物主要来自工矿业三废(废水、废气、废渣)、机动车尾气排放,以及生活垃圾、污泥、肥料、农药和农膜。但这些污染物质是怎么进入农田中的?概括起来主要有以下3种路径:

2.2.1大气沉降

工矿企业每天向大气排放大量的粉尘和废气,热电厂、餐饮企业和家庭每天向大气排放大量的烟尘,机动车每天向大气排放大量的尾气,大风将地表有害的粉尘吹向天空,机动车在行驶过程中将路面的粉尘抛向天空。可以说,每天有大量的粉尘和废气排向大气,而这些物质又以降尘的形式,或伴随着降水回到地面,进入农田,污染土壤。大气沉降物质包括Hg、Pb、Cd、Zn等重金属[13],以及二氧化硫、氟化物、氮氯化物、碳氢化合物等;有的地方,大气沉降甚至是农田土壤污染物的主要来源,如据天津郊区农田重金属来源分析结果,农田土壤中Cd和Pb的90%来自于大气沉降[14]。大气污染物沉降所造成的土壤污染具有区域范围广和外源污染的特点。某一个区域,即使不使用任何污染物质,也有可能受周边大气污染的影响,以大气污染物沉降的方式造成土壤污染。酸雨是一种典型的大气沉降污染,目前,全国近12.2%的国土受到酸雨的影响[15]。

2.2.2洪水冲积

在矿区经常看到堆积如山的矿渣堆放场,或规模巨大的尾矿库;在一些工矿企业周边星状分布着大大小小的渣山或废水塘。这些含有大量有害物质的尾矿、废渣、废水,平时只危害当地的水体和土壤,但一旦遇到暴雨和洪水,大量的有害物质就会冲向周边和下游地区的农田,污染水体和土壤。如2001年6月广西壮族自治区环江毛南族自治县遭遇特大暴雨袭击,环江河上游的3家选矿企业尾矿库溃坝,洛阳镇、大安乡、思恩镇600hm2农田被尾矿及废矿渣淹没[16],庄稼大面积死亡,到了第二年,地里种什么作物都不长,严重的地方寸草不生。土壤化验结果表明,农田土壤酸度过大,Pb、Zn、As等元素超标。因洪水造成矿区尾矿库溃坝,或因暴雨造成工矿企业污水泛滥的现象时有发生,造成大面积农田土壤污染,同时还造成灌溉水源的污染。

2.2.3农业生产

农业生产过程,包括灌溉、用肥、用药、覆膜,已成为污染物质进入农田土壤的主要路径。

(1)污水灌溉。包括在北方缺水地区和南方特旱季节,人们为了保障农产品产量无奈地利用未经处理或处理不彻底的生活污水、工业废水浇灌田地;也包括在广大的灌区,人们并未意识到灌溉用水受到了污染,无意之中将含有污染物质的水浇灌到了农田,造成土壤污染。白银市污水灌区调查分析结果表明,Cd为重度污染,Hg、As、Ni、Pb、Cu、Zn等在大部分区域内属于中度污染,个别区域为重度污染[17]。西安市西北郊沣惠渠灌区调查分析结果表明,长期污水灌溉,农田土壤Cd、Hg、Cr、Cu、Zn5种元素表现出不同程度污染,其中Cd和Hg污染尤为严重[18]。利用污水浇灌农田是造成土壤污染的主要原因,我国80%的土壤污染与灌溉有关[19];环境保护部和国土资源部开展的首次土壤污染状况调查结果表明,55个污水灌溉区中有39个(占71%)存在土壤污染问题,在1378个土壤点位中,超标点位占26.4%,主要污染物为镉、砷和多环芳烃[8]。

(2)不合理地使用农药。农药包括各种杀虫剂、杀菌剂、杀螨剂、杀线虫剂、杀鼠剂、除草剂、脱叶剂、植物生长调节剂等。不合理地使用农药主要体现在3个方面:一是违规使用高毒高残留农药;二是过量使用农药;三是在不适宜的时间使用农药。农药在农业保产增产中发挥了重要作用,但不合理使用农药所造成的土壤污染问题日益突出,全国受农药污染的农田土壤已达933万hm2[7]。

(3)不合理地使用肥料。关于肥料对土壤的污染问题,人们一般只关注化肥,很少关注有机肥。实际上,不仅化肥会污染土壤,有机肥同样也会污染土壤。

化肥污染包括3个方面:一是某些用于生产化肥的原料中所伴生的天然重金属物质在化肥生产过程中未被完全清除,导致化肥中含有重金属而污染土壤,在部分磷肥中存在这种现象[20-21],如有学者认为,2013年湖南的“镉米”事件主要是农田使用的磷肥中镉含量高[16],吴卓耕等人的分析结果也表明土壤镉含量高与长期大量施用磷肥有直接关系[22];二是过量使用化肥和化肥与有机肥比例失衡造成土壤结构恶化和土壤微生物环境的改变,或因土壤环境的改变加剧土壤中有害重金属物质活化,危害农作物;三是由于过量使用化肥,未被作物吸收的化学成分进入水体(包括地下水和地表水),污染水环境。

有机肥污染主要是指有机肥中含有的有毒有害物质对土壤的污染。农民自家粗制的农家肥,有的因掺入含毒生活垃圾(包括电子产品废弃物、各类化学试剂)而含大量有害污染物质,有的是掺入含重金属的湖塘底泥或污水处理厂含重金属的污泥,有的是牲畜粪便本身含有病原菌、重金属、激素、抗生素及其他有机污染物[23];另外,不少商品有机肥同样含有重金属等有害物质。如刘荣乐等人对162个商品有机肥样品测试分析结果表明:按照我国现有的有机-无机复混肥料国家标准(GB18877-2002)在162个测试样品中有1个样品Cr超标,2个样品Pb超标,9个样品Cd超标;但按照德国腐熟堆肥中部分重金属限量标准,在162个样品中有110个Cd超标,73个Ni超标,31个Zn超标[24],等等。王飞等人于2012年8~11月对华北地区42个商品有机肥样品测试分析结果表明:按照中国有机肥行业标准,Pb的超标率高达80.56%,其他测试重金属不超标;但按照德国腐熟堆肥标准,大部分测试重金属超标[25]。

(4)不合理使用地膜。2012年全国地膜使用量131.1万t,地膜覆盖面积1758万hm2。地膜在我国各地的广泛推广使用,大大延长了冷凉地区农作物种植季节,扩大了某些农作物的种植区域,提高了农产品产量。但与此同时,大量的废弃残膜也带来了农田白色污染问题[26]。

3农田土壤污染防治对策

3.1首要工作是强化土壤污染防控

土壤污染具有隐蔽性、滞后性以及累积性和治理的艰难性,农田土壤一旦受到污染,其治理难度很大,成本很高。因此,必须强化污染防控,控制污染物进入土壤。当前最为迫切的工作有8个方面:

(1)严控工矿企业三废(废水、废气、废渣)排放,强化垃圾堆放场和矿区尾矿库的防渗、防漏、防刮(风吹)、防冲(洪水冲击)能力,防止污染物质进入水体、大气和农田。

(2)强化灌溉水源质量监控工作。一旦发现水源受到污染,及时通报相关灌区,严控未经处理和处理不达标的污水灌溉农田。

(3)严控高毒、高残留农药的使用,并强化农药使用知识的宣传,做到科学用药。

(4)强化化肥质量监控,尤其是强化对磷肥重金属的监控,严控重金属超标化肥进入市场,并强化科学用肥技术的推广,做到化肥用量适度、化肥施用时机与频率适宜、化肥与有机肥比例合理。

(5)强化对商品有机肥重金属等有害物质的监控,严控重金属等有害物质超标的有机肥进入市场。

(6)开展对农村粗制农家肥质量的抽查检测工作,并加大宣传力度,让广大农民认识到含毒生活垃圾等有害物质进入农家肥的危害性。

(7)强化农家肥无害化处理技术的研发与推广,并针对广大农民自制农家肥所存在的重金属污染问题,开展有机肥安全生产与使用专项行动。

(8)科学使用地膜,广泛推广可降解地膜或可回收地膜,严控地膜对土壤的污染。

3.2因情而宜,走综合治理之路

首先应强化对土壤污染状况的调查,包括污染物类型、污染物来源、污染程度、污染区域的水热环境与土壤环境状况,以及不同作物对各类污染物的响应机理等,针对不同区域、不同类型的污染土壤走不同的治理之路。

(1)改善土壤环境,促使有害重金属固化,减轻对农作物的危害。重金属在自然界是一种客观存在的微量元素,也普遍存在于土壤之中。重金属成害需要一定的条件,一是含量超过一定的标准,二是有适宜的环境条件。比如,重金属Cd在pH值为4.5~5.5时最容易被水稻吸收[27]。通过增施有机肥和在土壤中加入化学试剂,提升土壤pH值到5.5以上,土壤中黏土矿物和氧化物与重金属生成络合、螯合物,性质趋于稳定[28],水稻对镉的吸收性大大降低。

(2)调整粮食作物品种结构,躲避重金属污染。不同的作物品种对重金属有着不同的吸附能力,通过调整粮食作物品种结构,可以大大地降低重金属的污染。如粳稻与籼稻相比,其对重金属Cd的吸收性小得多,台湾在镉米事件之后,大力推广粳稻种植,劝阻农户在Cd浓度较高的区域种植籼稻[27]。

(3)暂时性退出可食用性农作物的生产,改种非食用性植物。某些受到污染的农田不能继续从事粮食、蔬菜、水果等可食性农产品的种植,但可以种植绿化植物或其他非食用性工业原料作物。当然,在选择非食用性工业原料时,必须考虑它们在后续可能对人类造成的危害。

农田土壤环境范文5

关键词:秸秆还田;固碳潜力;温室气体;固碳增汇;有机碳

中图分类号:S153.6;X16 文献标识码:A 文章编号:0439-8114(2013)10-2238-04

全球变暖已是不争的事实,如何采取有效措施以减少温室气体排放是应对气候变暖的关键。目前,各国都在积极探寻有效的固碳减排途径,国际学术界在研究温带森林、湿地和极地生态系统对增加土壤碳汇作用的同时,越来越重视农业生态系统的固碳作用。中国《国家中长期科学和技术发展纲要(2006—2020年)》中将生物固碳技术列为环境领域的优先发展主题之一。生物固碳,尤其是农作物固碳技术将成为一种最具潜力、见效最快的减排措施。秸秆还田不仅是当前秸秆资源利用的一种主要方式,也是一种重要的固碳措施。近年来,许多学者对秸秆还田的固碳效果进行了广泛的研究,由于在研究手段、科研条件、地域等方面存在差异,得到的研究结果也不尽相同。本文从中国农田土壤固碳潜力、秸秆还田对土壤有机碳含量及温室气体排放的影响、秸秆还田净减排能力等方面阐述了秸秆还田的固碳增汇效果,对当前研究中存在的问题进行分析并提出展望,以期为他人的研究工作提供参考。

1 中国农田土壤固碳潜力

从土壤有机碳的储存和固定潜力来看,中国农田生态系统属于较脆弱的生态系统[1]。中国农业土壤有机碳库一直处于亏损状态,尤其是在20世纪50~80年代这段时间损失较多[2-4]。Metting等[5]利用DNDC模型对中国农业土壤碳库进行计算,发现中国农业土壤有机碳库以-73.8 TgC/a的速度在消减,而美国则以72.4 TgC/a的速度递增。从另一方面也说明中国碳库容量的增加潜力比其他国家更大。20世纪80年代中期以来,中国农业土壤有机碳含量总体上稳中有升,其中南方水稻土的碳汇效应非常显著[3]。中国秸秆还田比例若从15%提高到80%,农田碳储量将增加175 Tg/a[6]。此外,改善农业管理措施可使中国农田土壤固碳潜力增加119~226 Tg/a[7]。李忠佩[8]对20年间中国亚热带地区水稻土固碳量进行了计算,发现固碳量相当于(555.1±88.7)TgCO2;估算出亚热带水稻土未来的固碳潜力为(411.0±84.7)Tg CO2,可见水稻土的固碳潜力巨大。

2 秸秆还田对土壤有机碳含量的影响

2.1 不同还田方式下土壤有机碳变化规律研究

目前,国内学者对秸秆直接覆盖还田、焚烧后还田、粉碎还田、高留茬还田等几种还田方式的固碳效果研究的比较多。结合不同的农业管理措施,每种还田方式的固碳效果不一致。曾研华等[9]研究了稻草烧灰还田、稻草不还田、稻草还田、稻草还田不施肥、稻草不还田不施肥、稻草烧灰还田不施肥6种方式下土壤碳库变化情况,一年两季的试验结果表明,稻草还田提高了土壤总有机碳的含量,但差异不显著,配施化肥明显增加了土壤活性有机碳含量,较之稻草烧灰还田与不还田,差异显著。而两季稻草还田后无肥区出现相反的趋势,不还田的较高,这可能跟土壤微生物与植株争肥不明显有关,以致土壤碳激发、养分分流较少。吴家梅等[10,11]对稻草覆盖免耕、高桩免耕和高桩翻耕3种还田方式对耕层土壤有机碳积累影响情况进行了研究,结果显示,3种方式下0~5 cm土层土壤有机碳质量分数显著高于对照,且高桩免耕方式最高,较无草翻耕提高了13.8%;5~10 cm土层中,高桩翻耕处理下土壤有机碳质量分数显著高于其他处理,增幅为1.39~1.66 g/kg;10~15 cm土层中,翻耕方式下土壤有机碳质量分数要显著高于其他方式;耕层土壤有机碳密度方面(0~15 cm),稻草翻耕方式要显著高于其他方式。免耕秸秆还田、翻耕秸秆还田和旋耕秸秆还田三者中,旋耕秸秆还田处理土壤有机碳含量和有机碳密度均为最高,翻耕次之,免耕最小[12,13]。

2.2 不同秸秆施用量下土壤有机碳变化规律研究

秸秆还田具有可观的固碳潜力[14],土壤固碳量是否随着秸秆施用量的增加而增加呢?在免耕稻田中,随着秸秆施用量的增加,土壤有机碳含量和土壤固碳量也逐渐增加[15]。钟杭等[16]研究认为,稻麦秸秆连续2 年还田,全量还田与半量还田的土壤有机碳较对照均有提高,全量还田的提高量为7.09%,高于半量还田的5.87%。但也有研究表明,高量秸秆还田较中量秸秆还田在提高土壤有机碳含量方面并没有体现出优势,其中,高量秸秆还田土壤总有机碳含量为8.73 g/kg,中量秸秆还田为9.51 g/kg,低量秸秆还田为8.29 g/kg,对照为7.55 g/kg,各种活性有机碳含量趋势也是如此,这可能由于秸秆还田量过高,导致土壤C/N失衡,从而影响还田秸秆的腐解效果[17]。

3 秸秆还田对温室气体排放的影响

3.1 秸秆还田对土壤二氧化碳(CO2)排放的影响

CO2来源于土壤呼吸,主要包括植物活根呼吸、土壤微生物呼吸、土壤动物呼吸和含碳物质化学氧化作用几个过程。模拟研究表明[18],有机物料还田量是决定耕层土壤CO2年排放通量大小的直接原因,90%秸秆还田可使土壤呼吸总量增加4.38%[19]。试验研究也表明[20,21],随着秸秆还田量的增加,土壤CO2排放通量在增加。强学彩等[22]研究了玉米季和小麦季3种不同秸秆还田量下土壤CO2排放量,发现土壤CO2排放通量随着秸秆施用量增加而增加。李成芳等[15]的研究也表明,秸秆还田能增加土壤CO2排放量,且土壤CO2累积排放量随秸秆施用量的增加而增加。作物秸秆覆盖于土壤表面,不仅利于土壤有机碳的固定,还能从时间尺度上影响土壤CO2的释放特征[23]。这种影响主要表现为,不进行秸秆覆盖的土壤全年43%的CO2释放量集中在夏季,而进行秸秆覆盖处理的土壤在夏季的CO2排放量只占全年的26%。

3.2 秸秆还田对土壤甲烷(CH4)排放的影响

相对翻耕还田和旋耕还田来说,免耕还田更有助于降低CH4的排放速率,同时可推迟峰值排放时间[24]。冬季秸秆还田与不同土地管理方式相结合,对后续稻季CH4排放量有影响。在一定范围内,土壤CH4累积排放量随秸秆施用量的增加而减少[15]。研究表明,冬季稻田3种土地管理方式中(种麦、休闲和淹水),淹水与秸秆混施处理的CH4平均排放量最大,休闲与秸秆混施次之,种麦与秸秆混施最小[25]。秸秆还田在增加土壤有机碳的同时,也会导致甲烷增排,逯非等[14]运用试验数据和模型相结合的方法估算出中国秸秆还田后稻田甲烷排放量将从无秸秆还田的5.796 Tg/a增加到9.117 Tg/a。马二登等[26]研究了麦季稻秆不还田、稻秆表面覆盖、稻秆均匀混施和稻秆原位焚烧4种还田方式对后续稻季CH4排放的影响,结果表明,表面覆盖和均匀混施处理均能增加后续稻季CH4排放量,分别增加了75%和40%,而原位焚烧处理对后续稻季CH4排放量影响不显著。张岳芳等[27]研究了不同麦秸还田与土壤耕作处理下稻季CH4的排放情况,其中麦秸还田旋耕的CH4排放量要高于麦秸还田翻耕,且二者排放量均高于麦秸不还田翻耕和旋耕。

3.3 秸秆还田对土壤一氧化二氮(N2O)排放的影响

作物秸秆还田一方面通过刺激微生物活性以促进反硝化和N2O排放量,另一方面引发微生物的固持作用,降低有效氮浓度,抑制硝化和反硝化过程,降低N2O的排放[28]。张岳芳等[27]研究表明,麦秸还田翻耕和麦秸还田旋耕的N2O排放量均小于麦秸不还田翻耕和麦秸不还田旋耕。免耕还田能降低稻田N2O排放速率,排放速率平均值比翻耕还田和旋耕还田降低42.1%和16.7%[24],N2O排放量将减少51.2%[29]。这是因为旋耕和翻耕对土壤搅动程度较大,促进了硝化与反硝化过程,从而导致N2O排放增加[30]。而李成芳等[15]的研究表明,秸秆还田能显著提高土壤N2O排放量,且土壤N2O累积排放量随秸秆施用量的增加而增加。邹国元等[31]也认为秸秆还田可能促进土壤N2O的排放。可见,秸秆还田对土壤N2O排放量的影响研究有待进一步深入。

4 秸秆还田净减排能力分析

在中国全面推广秸秆还田的情况下,土壤固碳潜力为42.23 TgC/a,由秸秆还田导致的N2O排放量为6.46 TgCe/a,秸秆还田过程中农业机械燃料额外消耗导致的温室气体排放量为1.33 TgCe/a,由此可以算出净减排潜力为34.44 TgCe/a,表现为温室气体汇[32]。在欧盟每年秸秆还田量为1.33×108 t的情况下,土壤固碳潜力为6.5 TgC/a,N2O对比焚烧增加量为0~1.2 TgCe/a,得出净减排潜力为5.3~6.5 TgCe/a,也表现为温室气体汇[33]。King等[34]的研究也表明,英格兰农业土壤添加秸秆后净减排潜力达到471~700 kgCe/(hm2·a),对温室气体减排具有重要意义。而Li等[35]运用DNDC模型对河北旱地秸秆还田的净减排效益进行了估算,结果表明,在土壤固碳潜力为830 kgC/(hm2·a)的情况下,N2O直接排放量为894 kgCe/(hm2·a),故净减排潜力为-64 kgCe/(hm2·a),表现为温室气体源。可见,目前有关秸秆还田的净减排能力还存在争议。

5 问题与展望

秸秆还田是当今世界普遍重视的一项培肥地力的增产措施,在杜绝了秸秆焚烧所造成的大气污染的同时还有增肥增产作用。此外,秸秆还田还是重要的固碳措施之一。目前有关秸秆还田固碳效果方面的研究也很多,但是对秸秆还田净减排能力方面的研究还不够。秸秆还田对土壤有机碳的提升效果已经得到学术界的普遍认可,然而由此产生的温室气体排放问题亦不容忽视。这些温室气体包括土壤直接排放部分和进行秸秆还田管理所消耗能源带来的排放部分。目前,对秸秆还田的净减排能力研究主要借助模型进行估算,估算结果和实际情况存在差距。不同研究结果之间有存在争议的情况,我们可以从研究手段、地点等方面来看待这些争议。中国国土面积广大,各地气候和地貌呈现多样性特点,再加上农村实行联产承包责任制,导致各地农业生产和管理方式千差万别。这也给从国家尺度或省级尺度上来研究秸秆还田的固碳增汇效果带来了很多难题,造成诸多不确定性。今后应加强以下几方面的研究。

1)以县为单位,开展县域秸秆还田固碳增汇效果研究,农业部门和环保部门联手,利用各自资源优势,开展合作研究。

2)系统深入研究各种秸秆还田方式的固碳增汇效果,要将秸秆还田对土壤碳库和温室气体总排放影响有机结合起来,计算净减排能力,从而对其进行评价筛选。

3)开展秸秆还田的温室效应及其影响因子研究,探讨如何减少秸秆还田的温室效应,从而提高秸秆还田的净减排效益。

参考文献:

[1] SMITH P, MARTINO D, CAI Z, et al. Policy and technological constraints to implementation of greenhouse gas mitigation options in agriculture[J]. Agriculture, Ecosystem & Environment,2007,118(1-4):6-28.

[2] LAL R. Offsetting China’s CO2 emissions by soil carbon sequestration[J]. Climate Change,2004,65(3):263-275.

[3] 潘根兴,李恋卿,张旭辉,等. 中国土壤有机碳库量与农业土壤碳固定动态的若干问题[J]. 地球科学进展,2003,18(4):609-618.

[4] 潘根兴,周 萍,李恋卿,等. 固碳土壤学的核心科学问题与研究进展[J].土壤学报,2007,44(2):327-337.

[5] METTING F B, SMITH J L, AMTHOR J S, et al. Science needs and new technology for increasing soil carbon sequestration[J]. Climate Change,2001,51(1):11-34.

[6] 潘根兴,赵其国.我国农田土壤碳库演变研究:全球变化和国家粮食安全[J].地球科学进展,2005,20(4):384-393.

[7] 汪 婧,蔡立群,张仁陟,等. 耕作措施对温带半干旱地区土壤温室气体(CO2、CH4、N2O)通量的影响[J].中国生态农业学报,2011,19(6):1295-1300.

[8] 李忠佩.低丘红壤有机碳库的密度及变异[J].土壤,2004,36(3):292-297.

[9] 曾研华,吴建富,潘晓华,等. 不同稻草还田方式下土壤碳库管理指数的研究[J]. 中国农学通报,2011,27(30):77-81.

[10] 吴家梅,纪雄辉,彭 华,等. 稻草还田方式下对双季稻田耕层土壤有机碳积累的影响[J]. 生态环境学报,2010,19(10):2360-2365.

[11] 吴家梅,纪雄辉,彭 华,等. 南方双季稻田稻草还田的碳汇效应[J].应用生态学报,2011,22(12):3196-3202.

[12] 陈尚洪,刘定辉,朱钟麟,等. 四川盆地秸秆还田免耕对土壤养分及碳库的影响[J]. 中国水土保持,2008,6(增刊):54-56.

[13] 段华平,牛永志,李凤博,等. 耕作方式和秸秆还田对直播稻产量及稻田土壤碳固定的影响[J].江苏农业学报,2009,25(3):706-708.

[14] 逯 非,王效科,韩 冰,等. 稻田秸秆还田:土壤固碳与甲烷增排[J]. 应用生态学报,2010,21(1):99-108.

[15] 李成芳,寇志奎,张枝盛,等.秸秆还田对免耕稻田温室气体排放及土壤有机碳固定的影响[J].农业环境科学学报,2011, 30(11):2362-2367.

[16] 钟 杭,朱海平,黄锦法.稻麦等秸秆全量还田对作物产量和土壤的影响[J].浙江农业学报,2002,14(6):344-347.

[17] 路文涛,贾志宽,张 鹏,等. 秸秆还田对宁南旱作农田土壤活性有机碳及酶活性的影响[J].农业环境科学学报,2011,30(3):522-528.

[18] 雷宏军,李保国,白由路,等. 集约农作条件下土壤有机碳动态模拟及其在黄淮海平原区的应用[J].中国农业科学,2005,38(5):956-964.

[19] 李长生,肖向明,FROLKING S,等.中国农田的温室气体排放[J].第四纪研究,2003,23(5):493-503.

[20] 张庆忠,吴文良,王明新,等.秸秆还田和施氮对农田土壤呼吸的影响[J].生态学报,2005,25(11):2883-2887.

[21] 叶文培,王凯荣,JOHNSON S E,等.添加玉米和水稻秸秆对淹水土壤pH、二氧化碳及交换态铵的影响[J].应用生态学报,2008,19(2):345-350.

[22] 强学彩,袁红莉,高旺盛.秸秆还田量对土壤CO2释放和土壤微生物量的影响[J].应用生态学报,2004,15(3):469-472.

[23] JACINTHE P A., LAL R, KIMBLE J M. Carbon budget and seasonal carbon dioxide emission from a central Ohio Luvisol as influenced by wheat residue amendment[J]. Soil & Tillage Research,2002,67(2):147-157.

[24] 肖小平,伍芬琳,黄风球,等.不同稻草还田方式对稻田温室气体排放影响研究[J].农业现代化研究,2007,28(5):629-632.

[25] 张广斌,马二登,张晓艳,等. 冬季秸秆还田和土地管理对水稻生长期CH4排放的影响[J]. 农业环境科学学报,2009,28(12):2501-2505.

[26] 马二登,马 静,徐 华,等.麦季稻秆还田方式对后续稻季CH4排放的影响[J].生态环境学报,2010,19(3):729-732.

[27] 张岳芳,郑建初,陈留根,等. 麦秸还田与土壤耕作对稻季CH4和N2O排放的影响[J].生态环境学报,2009,18(6):2334-2338.

[28] 谢立勇,叶丹丹,张 贺,等. 旱地土壤温室气体排放影响因子及减排增汇措施分析[J].中国农业气象,2011,32(4):481-487.

[29] 李天杰.土壤环境学[M].北京:高等教育出版社,1995.

[30] 封 克,殷士学. 影响氧化亚氮形成与排放的土壤因素[J]. 土壤学进展,1995,23(6):35-40.

[31] 邹国元,张福锁,陈新平,等. 秸秆还田对旱地土壤反硝化的影响[J]. 中国农业科技导报,2001,3(6):47-50.

[32] 陈泮勤,王效科,王礼茂,等. 中国陆地生态系统碳收支与增汇对策[M]. 北京:科学出版社,2008.

[33] SMITH P, GOULDING K W, SMITH K A, et al. Enhancing the carbon sink in European agricultural soils: Including trace gas fluxes in estimates of carbon mitigation potential[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems,2001,60(1-3):237-252.

农田土壤环境范文6

关键词:农田;水利工程;生态系统;协调;发展

中图分类号:F32;Q148 文献识别码:A 文章编号:1001-828X(2016)009-000-01

随着社会经济的发展,农田水利工程环境问题越来越引起重视,生态系统破坏造成的环境问题越来越突出,因此需要加强农田水利工程环境问题建设,才能更好的推动农业增产,实现农民增收,为农村社会经济发展带来更多的经济效益和社会效益。

一、我国农田水利工程与生态系统的现状

(一)过渡开采和使用地下水

大面积漫灌以及整块淹灌使我国传统农业灌溉的主要方式。伴随着我国社会经济的发展,人们的生产和生活用水量不断增加。水资源浪费、水污染加重以及需求量增加等现象的存在,使得地表水已经无法满足当前社会经济发展的需要,为了进一步解决水资源供不应求的问题,人们开始大规模的开采地下水。这种对地下水过渡开采的方式,引发了一系列的问题。我国是农业大国,农业灌溉的需水量大,当前,在农业领域人们对地下水的应用缺乏科学合理的规划,造成不必要的浪费和污染。

(二)大面积的石头和混凝土水利工程渠道的应用

大面积的石头和混凝土在水利工程中的应用,不利于水的下渗,虽然这种水利工程建设措施有利于降低水的流失,提高水资源输送的效率,但是这种方式不利于农田水利工程与生态系统协调发展的要求。当前社会经济发展要求人们加强对生态环境的重视,这种不合理的水利工程规划不利于我国水资源的合理调配,因此,我们应该采取一定的措施进行改善。

(三)不合理的不科学的灌溉

不合理的不科学的灌溉将会造成污染的加重和土壤环境的变化。小规模的灌溉不能满足农作物生长对水的需求量,从而影响到农作物的产量;大规模过度的灌溉将会把农药等污染物冲刷到水流和土壤当中,从而造成不同程度的污染,另外,土壤当中含有农作物生长所需要的大量的营养物质,如果过度灌溉将会使得土壤中的养分流失,打破土壤的平衡,从而造成土壤盐碱化以及土壤板结等现象的出现。

二、农田水利工程与生态系统协调发展的策略和方法

随着现代农业的快速发展,农田水利工程和周边生态系统紧密地联系在一起,形成协调发展的趋势,但与此同时,农田水利工程对生态系统造成的负面影响越发突出,因此,在实现农业健康、可持续发展的基础上,需要加强农田水利工程的环境建设,保护好生态环境,为农村社会经济创造更多的经济效益和社会效益。

(一)排水灌溉工程的优化

不同的排水灌溉方式所产生的效果不同,因此,我们应该贯彻落实国家的大政方针,改善和优化我国的排水灌溉工程,发展节水农业,将水资源进行合理高效的利用,增强排水灌溉工程与当地生态环境的协调性,促进档期农田生态环境的改善,从而进一步推动当地农业的发展。

(二)合理利用农田周围的河湖

在各种各样的因素作用下,自然界存在着许许多多的大大小小的河湖,河湖中具有多样性的物种与生态系统进行着一定的物质交换,对大自然的生态环境产生重要的影响。这些农田周围的河湖,下渗到土壤中,一方面有利于提高土人的含水量,保持该区域的湿润度;另一方面有利于减少地表径流,从而在一定程度上缓解该区域洪涝灾害的压力。伴随着经济的发展,人们通过“围湖造田”等方式,增加土地开垦面积,但是,随着时间的推移,土壤盐碱化、水土流失以及洪涝灾害等不断的出现,并且在一定程度上影响了人们的生产生活。近几年,大部分地区的区域水体都逐渐的减少,水质逐渐的恶化,很多地区的河道出现暴涨暴落的现象。因此,我们要采取退耕还林、退耕还湖以及人工湿地等方式,增加区域内的河湖,提高区域土壤的含水量,吸收区域的污染物,从而在一定程度上改善区域的水质和土壤质量,促进当地农业的发展。

(三)对农田地区的土地进行适当的调整

为了增强农田生态系统对当地生态环境的协调能力,我们要对农田地区的土地进行平整,提高土地利用的多样性,从而为当地农田水利工程和生态系统的协调发展奠定基础、提供保障。地貌类型和土地类型的多样性对于生态系统多样性的增强具有很大的价值,不仅能够净化、沉淀和分解土壤的污染物,而且还有利于提高农田种植的多样性。根据当地的环境和经济发展等因素,合理的利用水田、道路以及湿地等土地,转变单一的种植品种和土地类型为多样化和多元化的种植品种和土地类型,从而进一步转变和改善当地的生态系统。农田的平整要注意适当程度,生态环境非常脆弱,而且十分敏感,因此,适当的农田土地平整将会促进当地生态系统的改善,过渡的人为干预,将会对当地的自然生态环境产生一定的副作用。

(四)构建农田林网系统

农田林网系统的构建不仅仅有利于降低风速,而且还会在一定程度上涵养水源、防止水土流失、净化空气、调节温度以及减少蒸发等,这些都有利于为当地农田生态环境的改善提供条件。我们应该重视起农田林网对当地水利工程与生态系统的关系,对档期的农田林网进行合理的规划和设计,构建出适合当地地形、土壤、水源以及温度等的农田林网,并且将林网的走向、密度等科学的考虑,对不同的下垫面采用不同的林网防护带。

三、小结

社会在不断发展和进步,人类利用自然和改造自然的能力也达到了前所未有的高度,然而在人类改造自然创造更大利益的同时,也对生态系统造成了很大程度的破坏。农田水利工程对于农业的发展具有重要的作用和价值,但是现阶段我国农田水利工程存在着一定的缺陷和问题,因此,我们应该站在生态的角度和层面对合理设计和规划我国的农田水利工程。为了促进我国农业健康可持续发展,我们不但要认识到农田水利与生态系统协调发展的现状及重要性,而且要采取适当的策略和方法促进农田水利工程与生态系统的协调发展。

参考文献:

[1]任丽维.基于农田水利工程与生态系统的协调发展的研究[J].科技资讯,2012(07).