自然条件下的土壤酸化是一个非常缓慢的过程。近几十年来，在人类活动的影响下，原本缓慢的自然酸化过程不断加快。土壤酸化加速带来的一系列负面效应正迫使人们必须对土壤酸化加以重视。本文首先介绍了土壤酸化的自然过程和人为因素引起的土壤酸化，阐述了土壤盐基饱和度、土壤酸缓冲体系、酸沉降、化学肥料、植物、土地利用方式等对土壤酸化的影响;然后总结了土壤酸化带来的一系列生态效应，如植物生长受到抑制、土壤生物群落结构改变、土壤重金属有效性升高、水体质量下降等;最后从施用酸性土壤改良剂和种植耐逆高效优质植物两个方面，论述了酸性土壤的可持续利用策略，并对土壤酸化将来的研究方向进行了展望。
世界酸性土壤面积占地球无冰盖陆地总面积的30%以上(vonUexkulletal.，1995)，我国酸性土壤面积约占全国陆地总面积的22.7%(沈仁芳，2008)。自然条件下的土壤酸化是一个非常缓慢的过程，土壤pH需要经历数十年甚至数百年才会出现明显降低。在不受人为活动影响下，土壤酸化是土壤形成及发育过程中的一个自然现象(Krugetal.，1983)。工业革命以来，在人为活动的持续影响下，土壤酸化速率越来越快。对于承载着亿万生命的土壤圈，土壤酸化加速意味着动植物和微生物群体生存环境的改变，必将影响农业生产和生态环境。因此，我们需要认识土壤酸化的过程及其机理，运用新策略和方法调控土壤酸化进程，实现酸性土壤地区农业的可持续发展，保护酸性土壤区域的生态环境。
土壤酸化一般用土壤pH来评价，当土壤pH小于6.5时，便被认为是酸性土壤(黄昌勇，2000)。实际上，土壤酸化是土壤酸缓冲能力不断下降的一个动态过程。vanBreemen等(1984)提出了酸中和能力(AcidNeutralizingCapacity，ANC)的概念，ANC指土壤中碱性组分与酸性组分的差值，土壤酸化的过程就是ANC的不断降低。前人对土壤酸化的研究主要集中在土壤pH及盐基离子水平的变化上(潘根兴，1990;Yangetal.，2015;Zhangetal.，2016)。进一步利用已有知识，综合分析和认识土壤酸化过程及其影响因素，了解土壤酸化的生态效应，对于酸性土壤的可持续利用具有重要意义。
1土壤酸化过程
1.1自然条件下的土壤酸化
自然条件下土壤的酸碱性主要受土壤盐基离子淋溶状况影响(于天仁，1988)。由于母质和成土过程的影响，我国酸性土壤主要分布在长江以南的广大地区以及东北的大小兴安岭、长白山地区。长江以南的地区降雨多，降水量大，土壤淋溶作用强烈，土壤中的盐基离子随水淋失或流失，土壤盐基饱和度和缓冲性能降低，氢离子饱和度增加，引起土壤酸化(于天仁，1988)。东北的大小兴安岭和长白山地区冬季时间长，气温低，有土壤冻结现象，土壤中的枯枝落叶不能完全降解(王金鹤，2014)，未充分分解的枯枝落叶在微生物作用下会产生酸性很强的富里酸及其他有机酸，导致土壤酸化(黄昌勇，2000)。因此，寒湿条件下的森林土壤酸化也不容小觑。
与不断收获、不断补充矿质营养的农业生态系统不同，自然生态系统条件下，植物不断地从土壤中吸取养分而没有加以返还，即使有枯枝落叶少量返还到土壤，但植物生长带走的养分始终大于枯枝落叶返回的养分，使土壤盐基离子不断地被带走，导致土壤酸化。英国洛桑试验站100多年的试验表明，20年间，林地表层土壤pH从6.2降到了3.8，而未施过肥的草地土壤pH从5.2降到了4.2(Blakeetal.，1999)。不同植被下的土壤酸度差异明显。在不施肥条件下，种植茶树8年后，表土pH从4.16降到了3.32(Yangetal.，2018)。种植马尾松林土壤酸度显著高于枫香、白栎及荒草地土壤(Wangetal.，1995)，土壤pH会随着马尾松等植物种植年限的增加而逐渐降低(黄付平等，1994)。在特定环境条件下，植物残落物也能导致土壤酸化。例如，我国热带和亚热带沿海地区常见的一种红树林生态系统，红树林死亡后所残留的枯枝落叶，因为含硫很高，植物残体在土壤中被分解后，形成硫酸，可导致土壤严重酸化(张希然等，1991)，土壤pH甚至低于3.0。
1.2人为因素引起的土壤酸化
在土壤自然缓慢酸化过程中，人为因素正在加速这一过程。在各种人为因素中，化肥的大量使用显著地提高了粮食产量，对全球粮食安全功不可没，但不合理的化肥施用严重影响了土壤健康质量和环境质量，特别会导致土壤酸化(张北赢等，2010;Li-angetal.，2013)。同时，工业生产和农耕活动产生的酸性气体随降雨进入土壤，即酸沉降，也会导致土壤酸化(许中坚等，2002)。另外，酸性矿区废水排放、土地利用方式的改变、树木的不合理种植等因素也会导致土壤酸化(许中坚等，2002)。1980s—2000s，20年间，我国各地区不同生态系统pH都有不同程度的变化(表1)。其中以草原生态系统的酸化程度最大，农田系统其次，森林系统酸化程度最小。
草原生态系统主要集中在我国西北地区，长久以来，该地区土壤普遍被认为以中性至碱性状态存在，大量碳酸盐的存在被认为是缓冲土壤酸化的重要屏障(Bradyetal.，2008)。自20世纪80年代至21世纪初，各种形式的氮硫沉降对草原生态系统的碳酸盐缓冲体系造成了巨大的损耗，草地的平均碳流失率为每年26.8g·m-2(Yangetal.，2012)。最近研究显示，土壤初始pH和有效阳离子交换量是草原土壤酸缓冲能力的重要解释变量，内蒙古半干旱草原土壤的酸缓冲体系已经从碳酸盐系统过渡到盐基离子系统(Caietal.，2017)，这导致土壤的酸缓冲能力降低。氮硫沉降是影响草原生态系统酸化的主要因素(Yangetal.，2012)，由于草原生态系统土壤酸缓冲能力降低，导致其土壤pH快速地降低。土壤酸化对草原碳分配、植物和微生物的影响(Chenetal.，2015;Chenetal.，2017)可能会扰动正常的草原生态系统，破坏生态平衡。草原生态系统的土壤酸化程度如此之大，应该引起土壤学家和生态学家的重视。
2影响土壤酸化的因素
2.1盐基饱和度
盐基饱和度(basesaturationpercentage，BSP)是指土壤中交换性盐基占全部交换性阳离子数量的百分数(黄昌勇，2000)。植物不断地从土壤中吸收营养离子，或外界气候导致盐基离子淋溶量增强，土壤盐基容量持续减小，土壤开始酸化。对西藏地区数种酸性土壤研究发现，土壤pH与BSP呈正相关，且钙离子饱和度对土壤pH和BSP的影响最大(范宇等，2004)。在设施蔬菜栽培中，土壤交换性盐基总量增加，但同时土壤阳离子交换量也提高，造成了盐基饱和度的下降，是诱发设施农业土壤酸化的原因之一(范庆峰等，2014)。土壤pH的下降会使土壤胶体表面电荷性质发生变化，对阳离子吸附能力减弱，加速离子扩散甚至淋洗(于天仁，1988)，盐基饱和度将会进一步降低。
2.2土壤酸缓冲体系
由于土壤中不同酸缓冲体系的存在，外部酸碱物质进入土壤后，土壤性质不会发生巨大变化。不同土壤中存在不同酸缓冲体系，主要有碳酸盐缓冲体系、硅酸盐缓冲体系、交换性阳离子缓冲体系和铁铝氧化物缓冲体系等(黄昌勇，2000)。
在石灰性土壤中，碳酸盐缓冲体系起主要缓冲作用，pH缓冲范围介于5.0～8.5，主要通过碳酸钙的水解来实现pH缓冲作用。即使对石灰性土壤进行快速地淋洗，只要碳酸钙未耗尽，土壤pH大都会保持在一个较高水平(Vriesetal.，1989)。含碳酸钙较高的石灰性土壤的酸缓冲容量约是非石灰性土壤的2倍(刘伟等，2001)。我国西北地区的农田、森林生态系统近20年来土壤pH变动不大(表1)，这些地区土壤碳酸盐含量较高，印证了碳酸盐缓冲体系的巨大酸缓冲能力。
在含原生矿物多的土壤中，硅酸盐缓冲体系起主要缓冲作用。不同于碳酸钙体系的直接消耗质子过程，硅酸盐缓冲体系在自然土壤酸化早期起作用，主要通过原生硅酸盐矿物风化、蚀变释放出钙、镁、钾、钠等元素，对土壤的酸性物质起到缓冲作用(黄昌勇，2000;徐仁扣，2015)。
当土壤中的碳酸盐或硅酸盐耗尽，这两个缓冲体系不能发挥作用时，土壤交换性阳离子就发挥主导酸缓冲作用。交换性阳离子缓冲体系的pH范围一般为5.0～4.2(Bartlettetal.，1969)。由于氢离子半径小，运动速度快，故其在土壤中的交换能力很强，当其从外界进入土壤后，极易与土壤中的盐基阳离子争夺吸附位点，从而使盐基阳离子从土壤中随水淋失，致使土壤酸缓冲能力下降(黄昌勇，2000)。对种植茶树8年后的土壤研究发现，随着土壤pH下降，土壤交换性盐基离子含量下降，交换性铝离子含量上升，盐基饱和度下降(Yangetal.，2018)，这会进一步减弱土壤对酸的缓冲能力。
土壤中的铁铝氧化物也能抑制土壤酸化，起到土壤pH缓冲体系的缓冲效果。Vries等(1989)早在几十年前就观测到，当土壤中的铝氧化物耗尽的时候，pH会进一步下降甚至到3.0，也就是说，铝氧化物在低pH的土壤环境下，也具有一定的酸缓冲能力。近几年有学者对红壤研究观测到，游离氧化铁含量高的土壤pH值高于含量低的土壤，且游离氧化铁含量与土壤pH之间呈显著的正相关关系(Lietal.，2012)。进一步的研究表明，铁铝氧化物能有效抑制土壤酸化进程(Lietal.，2013a，b)。土壤盐基阳离子被大量淋洗后，通过双电层重叠作用，铁铝氧化物表面的正电荷平衡了硅铝酸盐矿物表面的负电荷，抑制了交换性酸的产生，从而抑制了土壤酸化(Lietal.，2013a，b;徐仁扣，2015)。这一研究成果丰富了土壤酸化理论。
2.3酸沉降
工业革命以来，世界特别是发达国家工业化迅速发展，自20世纪80年代开始，有关含硫物质的酸沉降加快土壤酸化进程的报道逐渐增多(vanBree-menetal.，1982;Johnstonetal.，1986)。由此，欧美国家出台了一系列酸沉降减排政策。多年后，加拿大东部和美国东北部27个样点土壤样品的调查分析结果表明，硫沉降量减少了5.7%～76%，硫沉降减少量与土壤盐基饱和度呈正相关，硫沉降对北美及加拿大地区土壤酸化的加速作用正在降低(Law-renceetal.，2015)。Karlsson等(2011)对瑞典森林持续12年的调查也发现，随着欧洲酸沉降减排方案的实施，土壤酸化状况正在扭转。中国自80年代以来，经济发展迅速，对矿物燃料的应用大幅增加，由此带来的酸沉降危害面积也迅速蔓延(刘菊秀，2003)。统计表明，中国的硫沉降自2005年才有所降低(Fangetal.，2013)。对1980—1985年和2006—2010年两个时间段的森林系统调查发现，硫沉降是我国森林土壤酸化的主要诱因之一(Zhuetal.，2016)。另外，有研究表明，20世纪80年代至21世纪，中国的五大主要草场土壤pH平均下降0.62个单位，其主要推动力是氮沉降，其次是硫沉降(Yangetal.，2012)。大气氮沉降物中，不仅氮的氧化物能导致土壤酸化，而且铵对土壤酸化影响也很大，1分子NH4+在土壤中发生硝化作用，释放出4个H+(Galloway，1995)。最近研究结果表明，降雨能够减缓氮沉降导致的草原土壤酸化(Caietal.，2017)。上述分析表明，酸沉降是自然生态系统如森林和草原土壤酸化加速的主要原因。
2.4化学肥料
与加速自然生态系统土壤酸化的诱因不同，在现代农田生态系统中，大量使用化肥特别是氮肥是农田土壤酸化的主要原因，农田土壤酸化速率与粮食产量和氮肥施用量呈明显正相关(Zhuetal.，2017)。20多年间，农田土壤pH平均下降了0.5个单位，其中，氮循环释放的H+达到了20～221kmol·hm-2·a-1(Guoetal.，2010)。进入农田系统的NH4+会被土壤吸附，造成土壤阳离子吸附位点减少，使盐基阳离子更易流失(Matschonatetal.，1996)。同时，植物吸收铵根离子以及铵态氮在土壤中发生硝化作用，都会释放氢离子，直接导致酸化(Galloway，1995)。也有报道表明，尿素和硝酸铵对酸化的影响比其他铵态氮肥更大(Tianetal.，2015)。长期施肥试验的结果表明，与对照相比，单施化学磷钾肥处理的耕层土壤pH也显著下降，土壤酸化速率明显提高(孟红旗，2013)。一般认为，磷缺乏是热带森林系统发育的一个重要限制因子(Vitouseketal.，2010)。最近研究表明，向氮富余导致酸化的热带森林系统中追加磷素，短期内抑制了土壤酸化趋势，但长期来看，磷素的追加并不能更好地缓解酸化，甚至会加重土壤酸化(Maoetal.，2017)。由此看来，不管是农田生态系统还是自然生态系统，未来各类化肥甚至各种营养元素的施用必须有更加合理科学的配施方式。
2.5植物
农作物在生长过程中不断地从土壤中吸收矿质养分，并持续地被人类采获，且从土壤中带走的阳离子总量大于阴离子总量，加速土壤酸化(Guoetal.，2010)。相关研究证明，植物同化所产生的碱性物质被地上部隔离，植物被收获后，这部分物质没有返还回土壤，从而导致土壤碱性物质的减少，造成土壤酸化(Baraketal.，1997)。大量种树能酸化土壤(Jacksonetal.，2005)。在对烟草种植地的研究发现，烟草种植降低了土壤pH，也导致土壤盐基阳离子的损失(Zhangetal.，2016)。茶树本身就适合在酸性土壤上生长，又因为茶树本身特性与土壤中的铝离子有着密切联系(丁瑞兴等，1991)，山茶科植物更倾向于使土壤酸化。豆科植物在生长过程中能固定空气中的氮，使之对土壤中阳离子有更多吸收量，致使氢离子泌出，导致土壤酸化(Haynes，1983)。山茶科和豆科植物是导致土壤酸化的两种典型植物。植物对不同氮素形态的吸收也影响着土壤酸化。当植物吸收NH4+时，会释放等量H+以保持体内电荷平衡，同时土壤NH4+的减少又会消耗盐基离子组成的缓冲体系，二者都会加速土壤酸化。不同植被类型对氮和各种盐基离子的吸收速率及吸收量存在差异，对土壤酸化造成的影响也存在差异，并且受植被、水热条件、土壤条件甚至土地利用方式的影响(段雷等，2002)。在对植物生长构成胁迫的环境下，植物根系会主动分泌能溶解土壤养分的物质(洪常青等，2003)，以满足自身对养分的需求，某些根系分泌物对土壤就存在酸化作用。植物残落物在土壤中进行分解，也会产生致酸物质，在特殊气候环境下，对土壤产生酸化作用，我国东北地区林地土壤的部分酸化就是这种原因造成的(王金鹤，2014)。农民在不了解作物特性时，不当的连作方式及农耕习惯也是植物造成土壤酸化的重要因素(于天一等，2014)。
2.6其他因素
在20世纪80年代，瑞典国家科学基金会曾报道土地利用方式的改变和连续的植被演替会导致土壤酸化(Overreinetal.，1980)。由于植被会影响土壤酸化，扰动后重新生长起来的植被会导致表层土壤酸化(Krugetal.，1983)。某些农业措施，如：不合理的灌溉方式、施肥方式甚至轮作方式，都会影响土壤酸化过程(徐仁扣等，2002;张北赢等，2010;李爽等，2012)。目前，设施农业中，高强度种植方式和大量化肥施用，不仅引起了土壤的酸化，也引起了土壤盐渍化，值得高度重视。
3土壤酸化的生态效应
3.1生物
当土壤发生酸化时，土壤固相铝会被解吸到土壤溶液或以交换性铝形态吸附于土壤胶体上，使土壤毒性铝活性增加，铝毒是酸性土壤限制植物生长发育的主要因子(沈仁芳，2008)。虽然我国南方地区水热资源丰富，但是由于铝毒、锰毒、酸害及一系列养分胁迫因子存在于酸性土壤，作物的生产潜力难以发挥(Zhaoetal.，2014)。酸化对植物群落结构的影响不容小觑。研究发现，虽然亚热带湿润森林系统在酸性土壤环境中拥有最大的物种丰富度，但是，相比于其他森林生态系统，亚热带湿润阔叶林系统对进一步的土壤酸化更加敏感(Azevedoetal.，2013)。这项研究对我国南方酸性土壤区域森林系统的保护具有警示作用。刘芳等(2014)对长白山土壤不同梯度海拔下裸足肉虫的群落分布特征发现，裸足肉虫的丰富度和多样性均与土壤pH呈极显著的正相关。对内蒙古典型草原连续5年使用氮肥后，施肥引起的土壤酸化降低了草原微生物碳氮及微生物活性，还改变了土壤微生物碳代谢群落结构多样性(齐莎等，2010)。在长期的氮沉降致使草原酸化后，草原植物物种丰富度显著降低(Stevensetal.，2004;Chenetal.，2017)。大棚蔬菜酸性模拟试验也表明，土壤酸化显著影响微生物群落组成(张昌爱，2003)。土壤细菌对土壤酸化比较敏感，而土壤真菌对土壤酸化不太敏感(Zhaoetal.，2013a，2018)。不同的氨氧化微生物对低pH响应也不一样，氨氧化细菌比氨氧化古菌对低pH更加敏感(Cheetal.，2015)。以上分析可知，土壤酸化对植物、动物和微生物都有影响，这必将改变酸性土壤整个生态系统特征。
3.2环境
土壤酸化的本质是土壤本身化学性质的变化。一般情况下，土壤中的金属元素随着pH值的上升，易被土壤颗粒吸附，活性较低(Vegaetal.，2006)。当土壤pH降低时，一些元素特别是金属元素会被溶解、释放或转化为植物可吸收利用的有效态，增加了这些元素的生物有效性(周国华，2014)。对于植物缺乏的营养元素，元素生物有效性的提高可以改善植物生长。然而，如果是重金属等毒害元素，那么就会对植物、动物、微生物的生长、农产品品质、地下水环境造成严重危害。例如，在pH小于6.0时，土壤中镉的离子交换态比例升高，能达到总量的40%～60%;在pH小于6.5时，铅的离子交换态占总量的比例也直线上升;砷的离子交换态比例在中性或酸性环境中却不升反降(余涛等，2006)。酸性土壤重金属对农产品品质和地下水环境的影响是一个值得重视的课题。铝是土壤中最丰富的金属元素，土壤酸化会急剧增加土壤溶液中铝的浓度，这对水体环境和农产品品质会构成潜在威胁。幸运的是，大部分植物进化出了一种机制，虽然植物根系铝含量会很高，但是地上部和种子中的铝却很低(Chenetal.，2008)。因此，粮食作物和大部分蔬菜作物的可食部分铝含量比较安全，但是铝对地下水、河流、湖泊的影响仍值得探讨。除了铝和重金属，土壤中很多元素有效性都受pH影响。例如，土壤酸化时，有效硅、有效硼、碱解氮随pH的下降呈直线下降，大量盐基离子被淋失，给农业生产带来不利影响(余涛等，2006)。土壤酸化和磷富集是我国长江三角洲地区蔬菜地的重要问题(Liangetal.，2013)。有的大棚蔬菜地土壤pH值低于5.0，氮和磷的淋失加重了土壤酸化的负面环境效应(Liangetal.，2013)，一些废弃矿山、矿井引起的土壤酸化不仅是土壤环境问题，而且腐蚀金属设备、破坏水体、毒害水生生物，甚至影响国家水上建设(许中坚等，2002)。上述土壤酸化引起的环境问题应该引起人们的高度关注和重视。
4酸性土壤的可持续利用
4.1施用酸性土壤改良剂
使用石灰是改良酸性土壤最传统的方法。石灰不仅能中和土壤酸度，还能改善土壤结构，增加土壤钙含量。施用石灰也有不少缺点，例如，石灰仅对表层土酸度提高有效，对底层土壤的酸度影响很小，且如果施用方式不合理，容易造成土壤板结，深层改良不足(易杰祥等，2006)，但是很多植物根系下扎很深;施用石灰过程中，粉尘飞扬，农民越来越不愿意施用这种物质;基于经济利益的考虑，农民也越来越不愿意购买这种物质。随着人们对酸性土壤改良认识的提高，一些工业副产品被加以应用，如磷石膏、碱渣等，除了单一或混合使用的化学改良剂外，还有一些复合改良剂的报道(徐仁扣等，2018)。由于工业副产品或矿物可能含有对土壤有害的物质，需要进一步对这些产品加强监察和监管，也需要评估潜在的环境风险。
除化学改良剂外，生物改良剂也有一定效果，如生物有机肥、生物菌剂或绿肥。对鲁南地区马铃薯酸化土壤进行改良试验发现，生物改良剂较化学改良剂的增产效果更明显(翟胜祥，2016)。绿肥、有机物料或秸秆施入土壤后，可以提高土壤有机质含量，增强土壤微生物活性，进而改善酸性土壤植物生长。合理施用有机物料，例如有机肥、秸秆或秸秆制成的生物质炭，在酸性土壤改良上也取得了很好效果(徐仁扣等，2018)。
无论是生物改良剂还是化学改良剂，都面临着经济成本及农户农业操作习惯的问题，对于大面积的推广施用，还需要时间去检验。施用土壤改良剂的期望在于能长期良好地改善土壤生态环境，改善植物生长，改善农产品品质，并在合理的可接受成本内才可以进行推广和实际应用。不断地提高改良剂的质量，降低施用成本，解决产品本身存在的问题，是酸性土壤科研工作者和相关企业应该努力的方向。
4.2种植耐逆高效优质植物
改良酸性土壤，一方面可以改良酸性土壤环境，另一方面还可以改良植物。不同植物甚至同一植物的不同品种对酸性土壤铝毒和养分胁迫的适应能力都不一样(Zhaoetal.，2013b)。选育和种植拥有良好耐酸、抗铝、养分高效遗传特性的植物，也是一种对酸性土壤可持续利用的方法(赵学强等，2015)。酸性土壤中铝毒是限制植物生长发育的重要因素(沈仁芳，2008)。因此，筛选出对铝毒有明显耐性，同时又高产、优质等性状的作物品种，进行分子遗传分析，开展育种工作，并最终获得适应酸性土壤的植物新品种是酸性土壤可持续利用的另一个策略。在这个方面，国内外研究人员已经做了大量的工作，并获得了许多耐铝、抗铝植物基因(Ryanetal.，2011;Maetal.，2014;Zhaoetal.，2014)，这些基因资源为酸性土壤上植物的遗传改良提供了分子信息。
5结论和展望
5.1结论
自然条件下的土壤酸化是一个非常缓慢的过程，强烈的人为活动使得土壤酸化正在加速。影响土壤酸化的因素多种多样，如土壤盐基饱和度、土壤酸缓冲体系、化肥、酸沉降、植被、气候、灌溉方式、种植制度等。土壤酸化是一个久远的科学问题，人为因素导致的土壤酸化加速正逐渐引起人们对这一问题的关注。土壤酸化会降低农业生产力，改变土壤生物多样性和植被群落结构，还能引起土壤中养分的淋失和土壤重金属有效性的提高。土壤酸化是一个与农业、生态、环境密切关联的问题。目前，一些酸性土壤可持续利用的策略和技术正在被研发，但是这些技术也存在一些缺陷，实用性的推广技术并不成熟。随着土壤酸化程度的加重，土壤酸化将会是一个迫切需要解决的重大科学问题，深入解析土壤酸化过程的机理，研发酸性土壤的可持续利用技术，是该领域面临的主要研究任务。
5.2展望
在土壤酸化机理方面，以往的研究主要集中在pH、盐基饱和度、酸碱缓冲能力等方面，而对于H+产生的根源和过程理解不深入。在纯化学层面，早在许多年前，酸碱反应已经发展出多种更详尽并互为补充的理论。在纯化学酸碱理论中，Lewis已将酸碱反应扩大到了电子层面(李静等，2015)。反观土壤酸化过程的研究，我们有很大的进步空间，同时也任重道远。土壤酸化过程的研究主要利用土壤化学知识，土壤化学是一门立足于化学这一基础学科上的学科，由于土壤环境的复杂性，土壤酸碱理论发展缓慢。随着土壤分析技术的不断创新，可以预见土壤酸碱理论在未来将取得很大发展，土壤酸化的过程和机理会越来越清楚。
我国地幅辽阔，多种土壤类型并在，虽然目前土壤酸化区域主要以东南丘陵地区为主要研究地域，但是值得注意的是，北方草原系统酸化速率也逐渐加快。我们需要重视全国范围下的土壤酸化情况，而不仅仅是东南丘陵地区。地表覆盖率较低的西北地区土壤酸承受能力临界值到底是多少以及如何控制这种酸化?需要认真考虑。另外，对于我国东南部已经严重酸化的地区，应该如何改良和利用也值得深思。我国东南地区水热资源丰富，生产潜力巨大，但是土壤酸化限制了植物生产力的发挥，如能克服土壤酸化的问题，这一地区将为我国粮食安全做出巨大贡献。
土壤圈连接多个圈层，仅仅土壤单一学科可能很难再去深入探究这一复杂的体系。为此，在土壤酸化进程研究方面，从土壤圈、岩石圈、水圈、大气圈、生物圈的圈层角度考虑，利用土壤学、植物学、动物学、微生物学、生态学、环境科学等多学科知识进行研究，可能会更好地理解土壤酸化的进程，预测土壤酸化的发展趋势。这些知识也将为我们长期可持续利用酸性土壤开阔视野。
以前很多研究都是关注土壤酸化降低植物生产力的问题。最后，不得不强调的是，土壤酸化将是一个重要的生态环境问题。土壤酸化正在改变土壤生物和植被，这将改变酸性土壤生态系统;土壤酸化也引起了土壤养分的淋失，这将影响酸性土壤区域水体环境质量;土壤酸化提高了土壤重金属元素的生物有效性，这对水环境及农产品安全也有一定潜在威胁。有关土壤酸化的生态环境效应，也是一个需要考虑的重要问题。
文/张玲玉1，2赵学强1，2∗沈仁芳1，2(1土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所)，南京210008;2中国科学院大学，北京100049)
