在錳汙染土壤上安全種植農作物的方法與流程

2023-05-21 05:18:17 1

本發明涉及汙染土處理領域，特別是涉及一種在錳汙染土壤上安全種植農作物的方法。

背景技術：

錳(mn)作為一種重要的礦產資源在我國正以前所未有的速度被開採、消耗。隨著錳礦的開採及「三廢」的無序排放，導致周邊土壤中以mn為主的重金屬含量過高，酸雨等外界因素導致的土壤酸化也可以使土壤中可溶性mn濃度增加。土壤中的mn過量會降低植物生產力、影響其產量和品質。已有的研究表明，土壤中mn過量將抑制植物對ca、mg、fe等一些必需元素的吸收，最終導致葉綠素的合成減少，光合效率下降；同時，mn也會對細胞的細胞膜造成傷害，破壞細胞內保護酶的正常運轉，甚至取代某些酶中活性微量元素而使酶活性發生改變，從而導致植株內部生理生化過程失調，影響植物的生產力和產量。mn汙染已經成為南方酸性土壤中限制農作物生長的重要因子，給農業生產造成巨大影響。此外，mn超標的農作物最終將通過食物鏈影響人體的健康。因此如何有效減少農作物中mn的累積量，為農作物的安全種植提供有效途徑已成為當前我國面臨的亟待解決的難題。

技術實現要素：

基於此，有必要針對錳汙染土壤影響農作物種植的問題，提供一種在錳汙染土壤上安全種植農作物的方法。

一種在錳汙染土壤上安全種植農作物的方法，包括以下步驟：

將秸稈在鹼性溶液中浸泡24～48小時，撈出後於低氧或缺氧條件下200～600℃熱解1～2小時，熱解冷卻後粉碎，得到改良秸稈生物炭。

在錳汙染的土壤上施用改良秸稈生物炭，並種植商陸，商陸分散種植。

商陸成長之後的次年，在商陸植株之間套種農作物。

進一步地，鹼性溶液為飽和石灰水。

進一步地，秸稈包括水稻秸稈、玉米秸稈、小麥秸稈和油菜秸稈中的一種或幾種。

進一步地，改良秸稈生物炭的粒徑30cm土層中mn對農作物影響不大，太淺則不利於根系生長。因此，只需對10～30cm的表土層進行處理就可以了，從而降低了勞力和物力消耗。

進一步地，商陸採用直播或育苗移栽法種植。

進一步地，商陸開淺穴播種，以行距60～120cm×30cm規格播種，每穴播種5～6粒，播後蓋土1～3cm，等苗高10～15cm時，每穴留苗1～3株。

商陸植株行間距是60～120cm左右，每行的植株的距離是30cm左右。

進一步地，商陸成長過程中還包括去除多餘花苔以及多餘枝葉。

商陸6～8月開花，除留種者外，可將花苔全部剪掉，減少對土壤中養分消耗。此外還可以視商陸和農作物的生長情況，將商陸多餘的枝葉剪掉，多餘枝葉經過堆肥處理可以用於製作含錳有機肥料。

進一步地，錳汙染的土壤為酸性土壤，如紅壤。

進一步地，農作物為喜陰或高杆的農作物如玉米、大豆或油菜。

實施例1

將玉米秸稈在飽和石灰水中浸泡48小時，撈出後於缺氧條件下200℃熱解3小時，熱解冷卻後粉碎，得到改良玉米秸稈生物炭。

實施例2

將小麥秸稈在飽和石灰水中浸泡48小時，撈出後於缺氧條件下300℃熱解2小時，熱解冷卻後粉碎，得到改良小麥秸稈生物炭。

實施例3

將水稻秸稈在飽和石灰水中浸泡36小時，撈出後於缺氧條件下400℃熱解1.5小時，熱解冷卻後粉碎，得到改良水稻秸稈生物炭。

實施例4

將油菜秸稈在飽和石灰水中浸泡24小時，撈出後於缺氧條件下600℃熱解1小時，熱解冷卻後粉碎，得到改良油菜秸稈生物炭。

對比例1

將水稻秸稈在缺氧條件下400℃熱解1.5小時，熱解冷卻後粉碎，得到水稻秸稈生物炭。

數據表徵

取實施例3的改良水稻秸稈生物炭和對比例1的水稻秸稈生物炭進行電鏡掃描，掃描結果如圖2所示。其中，bc為水稻秸稈生物炭的掃描電鏡圖；bc-ca為經石灰水浸泡預處理的製得的改良水稻秸稈生物炭。比較可發現改良水稻秸稈生物炭相比水稻秸稈生物炭表面的孔結構更發達。

取實施例3的改良水稻秸稈生物炭和對比例1的水稻秸稈生物炭進行ph、bet比表面積和表面含氧官能團測試。測試結果如表1所示。

表1改良水稻秸稈生物炭和水稻秸稈生物炭的基本理化性質

生物炭比表面積的測定採用比表面儀。

生物炭表面含氧官能團含量的測定採用boehm滴定法：取100ml錐形瓶3個，分別加入0.5g相應生物炭和25ml的0.1mol/lnahco3、na2co3、hcl標準溶液，於25℃下恆溫搖床中震蕩48h後，以4000r/min離心10min，取濾液10ml移入100ml錐形瓶，再加入20ml超純水，用標定過的0.1mol/lnaoh滴定濾液中殘餘的試劑，測定並計算出單位質量生物炭所消耗的nahco3、na2co3和naoh的量，並最終計算得到各基團的數量。

鹼性基團數量＝hcl溶液消耗量；

羧基數量＝nahco3溶液消耗量；

酚羥基量＝naoh溶液消耗量-na2co3溶液消耗量。

表1的結果表明改良水稻秸稈生物炭的孔道數量相應増多，比表面積顯著增大，-oh官能團的數量顯著提高，表面含氧官能團也相應提升。

田間試驗

試驗土壤為紅壤，ph為5.0～6.0。土壤中mn含量實測值為4592mg/kg，每畝分別施用0，30，60，90，120kg實施例3的改良水稻秸稈生物炭(bc-ca)，放置55～65天後開始種植商陸，商陸開淺穴播種，以行距50cm×30cm規格播種，每穴播種5粒，播後蓋土2cm，等苗高15cm時，每穴留苗2株。商陸成長之後的次年，在商陸植株之間套種農作物。

同時設置未經處理(ck)、商陸+農作物、施用未改良的秸稈生物炭(bc)+農作物和施用改良的秸稈生物炭(bc-ca)+農作物的對照組。其中未種植商陸的對照組，可將商陸植株由相應的農作物代替。

試驗結果如表2所示。

表2田間試驗結果

*bc為未經石灰水浸泡處理的水稻秸稈生物炭；bc-ca經石灰水浸泡預處理的水稻秸稈生物炭，ck為未經處理的對照組。

從表2的試驗結果表明本發明公開的一種在錳汙染土壤上安全種植農作物的方法不僅可以降低土壤中mn的含量和生物有效性，顯著減少農作物中mn的累積量，也可以改良土壤和增加農作物的產量，在實現修復mn汙染土壤的同時安全種植農作物，從而獲得較高的土地利用價值。本發明為錳汙染土壤上農作物的安全種植提供了一種新的途徑。

相應的錳元素的測定方法如下：

土壤、植物中錳總量的測定：稱取一定量樣品用hclo4-hno3消解後，用火焰原子吸收法測定。

土壤中殘渣態錳形態的分析：土壤中錳的賦存形態可以採用化學連續提取法進行分離，根據提取劑的種類和溶出能力可劃分為水溶態、可交換態、碳酸鹽結合態、有機結合態和殘渣態。按表3所示的提取劑體系(1～4)依次對土壤中存在的各種形態錳進行連續提取，最後得到的土樣用hclo4-hno3消解，再用火焰原子吸收法測定並計算土壤中殘渣態錳的含量。

表3提取體系

以上所述實施例僅表達了本發明的優選實施方式，其描述較為具體和詳細，但並不能因此而理解為對本發明專利範圍的限制。應當指出的是，對於本領域的普通技術人員來說，在不脫離本發明構思的前提下，還可以做出若干變形和改進，這些都屬於本發明的保護範圍。因此，本發明專利的保護範圍應以所附權利要求為準。