土壤通报范文精选

土壤通报范文第1篇

关键词：水分预报农业生产应用

中图分类号：[P426.68]文献标识码： A

土壤墒情检测是生态环境保护和建设的重要内容，是重要的土壤信息。对农作物土壤墒情进行测定，掌握土壤墒情变化规律对植物生长具有重要的意义。影响土壤墒情变化的因素很多，由植物吸收、辐射、温度、风速、空气湿度等。作物需水量受作物品种、生育阶段、气象条件及土壤水分状况等因素的影响。在作物蒸腾蒸发过程中，任何一个阶段的影响因素都能对作物需水量产生作用。国内外大量实验研究的结果表明，可分别单独考虑土壤、植物、大气三方面因素对作物需水量的影响。

土壤墒情是劳动人民在长期农业生产实践中总结出来的用于反映土壤水分状况的一种方法，是土壤湿度的一种通俗、较为定性的说法，但它考虑到土壤类型、作物、牧草种类、时空差异等因素，不只是简单意义上的土壤湿度。

多年来，降水和土壤墒情作为影响农业生产的两个重要因子被选为研究对象屡见不鲜，但对于秋季降水与春播关键期土壤墒情间关系及其应用方面的研究不是很多。实践证明，仅用实况降水或土壤墒情进行春播生产气象服务前瞻性不强，远不能满足为现代农业生产服务的要求。由于不同地区的农业气候条件及特点存在差异，目前还缺乏通用的方法或思路，因此必须结合当地的实际需要和农业气候特点，利用多年的农业气候资料，研究具有预测意义的方法，用于指导当地的农业生产，从而改变仅以实况资料服务为主的局面。

土壤墒情的好坏对农牧业生产十分重要，它关系到春播、施肥、抗旱等生产活动和措施的实施时机的选择，对作物牧草的出苗、返青、生长发育情况以及作物的最终经济产量和牧草产量有着至关重要的影响。因为土壤水分是植物用水的最直接来源，因此做好土壤墒情的监测分析工作，对于党政机关指导农牧业生产，有关部门进行农时安排十分重要。

一、确定预报前土壤的含水量

具体做法是分层(0~20cm、20~40cm、40~60cm)测定土壤的含水率，计算计划层内的土壤含水量，其计算式为

βcp=(β20+β40+β60)/3

M=667×H×γ×βcp

式中：β20、β40、β60分别为土壤0~20cm、20~40cm、40~60cm的 土壤含水率；βcp为计划层（0~60cm）平均土壤含水率；M为与抱歉测定土壤含水率时计算求得的计划层土壤储水量，m3/亩；H为计划层深度，在这里采用0.6m；γ为测定区土壤的容重，t/m3

二、确定预报前土壤可利用的水量

预报前土壤可利用的水量用下式计算

M可—M—M小

M小=667Hγ小

式中：M可为预报时土壤计划层尚可利用的水量，m3/亩；M小为预报作物允许的最小土壤储水量，m3/亩；小为预报作物允许的最小土壤含水率（占干比重%），这个数值对每种作物都是通过试验确定了的。

三、确定预报期作物的阶段耗水量

预报期作物的阶段耗水量计算式为

m=M可

或m=ap

式中:m为预报期作物的阶段耗水量，m3/亩，也等于可利用的水量，m3/亩;α为预报开始后的计算日数，日;P预报开始后作物的日耗水量，m3/亩，可查试验成果，也可用下式计算:P=ap水×667；α为作物耗水量与同期水面蒸发量的比值，一般在0.4~0.8之间，可通过观测求得；P水为水面日蒸发量。

四、预报作物灌水日期

通过上式算得土壤储水量尚能供作物消耗多少日(α值)，然后从预报月、日开始，加上作物尚能消耗水分的日数，即可得到预报的灌水日期。如果预报后又降了一次雨，即要把降雨量折算成每亩的水量(见表1)，用下式计算出需要推迟的灌水日数。

α′=

式中：α′为因降雨需要推迟的灌水天数；E为降雨所产生的土壤水量，m3/亩。

表1.

五、小麦灌水日期预报举例

某地土壤为中壤土，土壤容重为1.4t/m3，田间持水率为26%,3月24日处在小麦抽穗期，测得计划层(0.6m)平均土壤含水率为20%，此期最小土壤适宜含水率为17%小麦阶段日耗水量为1.4m3/亩，问在没有降雨的情况下，下一次灌水需在什么时候。

根据上述条件，现计算如下

M=667×1.4×0.6×0.20=112.0(m3/亩)

M小=667×1.4×0.6×0.17=95.2(m3/亩)

M可=M—M小=112.0—95.2=16.8(m3/亩)

α= M可/P=16.8/1.4=12(天)

土壤通报范文第2篇

关键词：棉花；连作；土壤；生态系统；影响；对策

中图分类号 S562 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）01-26-03

Effects of Continuous Cropping Cotton Field on Soil Ecosystem

Chen Lan1 et al.

（1Shandong Cotton Research Center，Jinan 250100，China）

Abstract：The change of continuous cropping cotton field leading to the soil ecosystem were summarized，soil physical and chemical properties，soil enzyme activity，quantity of soil microorganism and the changes of physiological groups of soil microbial and so on were included.The improvement of soil quality，the strategy to alleviate cotton continuous cropping obstacles were discussed to technical references for cotton cultivation.

Key words：Cotton；Continuous cropping；Soil；Ecosystem ；Effect；Countermeasure

作物连作可导致土壤微生物生态失衡、病原微生物富集、理化性状变差、病原菌数量增大、有益微生物减少、土壤酶活降低、土壤微生物特性下降，引发植物的各种土传病害。连作使土壤中单一元素的损耗加剧，使土壤次生盐渍化、营养元素失衡，以及分泌自毒物质[1-3]。土壤是重要的环境因素，在作物生长繁育中有着不可替代的作用。土壤功能的多样性受到土壤微生物类型多样性的制约，土壤的质量和健康的变化也与微生物群落结构的变化密切相关，土壤微生物量即微生物生物物质，即是土壤生态系统养分循环过程的动力，又是能量循环的关键[4-9]。因此，要想维持和提高农田地力，必须要有合理的轮作制度和间作作物，合适的生态平衡施肥体系，以及相宜的土壤微生物物质和构造[10-11]。土壤理化性状、作物生产力和土壤肥力的维持重要的衡量标准是土壤微生物量，并且与土壤有机碳密切相关，土壤养分缺乏是造成连作障碍的重要原因。本文就连作对土壤特性、土壤生物酶活、土壤微生物数量和生理类群的影响研究综述如下，并且探究了缓解连作障碍需采取的对策措施。

1 连作对土壤理化特性的影响

作物长期连作后，由于植物生长所必须的营养元素的片面吸收和施肥不当，会导致土壤养分不均衡，特别是微量元素的缺乏常常会引起作物的生长不良。土壤中某些元素间存在不同程度的拮抗作用，并且土壤中钙、锌、硼等元素的有效利用和施用氮磷肥的多少密切相关。徐文修等[12]分析了不同连作年限棉田土壤理化特性和土壤中元素的变化，结果表明，棉田土壤全氮、全钾、速效磷含量均呈下降趋势，土壤容重变化不明显，棉田土壤微生物总量呈明显的下降趋势，真菌数量增多，而细菌和放线菌的数量降低，从而导致微生物菌落的改变。韩春丽等[13]研究了新疆绿洲区不同连作棉田土壤中9种矿质元素的含量、土壤养分进出量和生物循环特性，结果表明，棉田土壤中大量元素和微量元素都相应的减少，因此提出长期单一种植棉田，施肥应重点补充的微量元素有铜、锌和锰，并根据当地土壤肥力情况来补充钾和镁等大量元素。连作土壤植物根系营养吸收不均衡影响酸碱度，应注意防止耕作层土壤向次生盐碱化方向转变。要综合各种影响因素深入研究其变化规律，从而减轻土壤养分不均衡、土壤通透性变差、有机质降低和耕层变浅酸化。

2 连作对土壤生物酶活的影响

自然界中物质循环与土壤微生物分布及酶活密切相关，土壤中有益微生物产生的抗生素对有害微生物有抑制作用。土壤酶活提高如脲酶和磷酸酶等有利于有机质的分解，土壤微环境最强的生理活性包含土壤中微生物群落分布和酶活性，是反映土壤微环境质量和土地生产经营的重要因素[14-15]。土壤酶活性是土壤中生物学活性的总体表现，可以反映土壤生物化学过程，也是衡量土壤肥力高低的决定因素[16]。土壤中所有生化过程都有酶的参与，反映了土壤养分的动态转化并影响土壤有机质的形成。棉花植株的生长情况受到土壤中多酚氧化酶的影响，随着连作与秸秆还田年限的延长，棉田土壤脲酶活性略微下降。在土壤生物化学和物质循环中，土壤酶活反映其动态变化[17]。因此，土壤酶与土壤肥力、物质转化、养分收支和农业措施有着显著的相关性。土壤酶活具有很强的抗逆性是反映土壤质量和肥力好坏的标准，作物随着连作年限的增加，代谢减弱，土壤酶活随之降低，土壤状况恶化。

3 连作对土壤微生物的影响

3.1 连作对土壤微生物数量的影响 李静怡等[18]对植棉区不同连作棉田土壤中微生物数量变化进行了研究，结果表明，不同连作年限棉田土壤中可培养微生物如放线菌和细菌数量减少，而真菌数量在连作10a后大量增加，不同微生物间数量差异较明显。不同生育期其土壤微生物菌群数量差异显著，在4个生育期中细菌和真菌数量有明显差异，放线菌在苗期的数量与其他3个生育期的差异显著。有研究表明，随着花生连作年限的增加，土壤及花生根际中放线菌和细菌数量明显减少，而真菌数量增加显著[19]。另有研究表明，长期烟草连作对土壤微生物数量和多样性影响显著，并导致病害的发生，破坏土壤生态平衡，细菌数量比真菌和放线菌影响更大[20]。这说明连作影响微生态环境，导致植物病源真菌大量富集，加重土传病害，降低作物的抗病性，从而影响作物产量的提高[21-22]。综上所述，连作使土壤中细菌和放线菌数量降低，真菌数量增加，影响土壤微生物的活动。

3.2 连作对土壤微生物类群的影响 土壤质量的好坏和物质代谢过程都与土壤中微生物类群的分布息息相关，连作土壤养分循环中微生物代谢产物能促进植物生长。土壤有机质分解有土壤微生物类群的参与，并且类群数量和合理施肥会影响土壤有机质含量。土壤理化性质受土壤微生物类群活动的影响，作物连作会导致根际土壤有机质含量及有益微生物数量减少，克生物质大量积累，导致作物生长受到抑制[23-24]。土壤中氮、磷元素的转化与土壤微生物数量的多少也密切相关，棉花土壤微生态系统发生生物退化导致连作棉田土壤障碍[25]。棉花连作会导致对一些元素的吸收过多而使土壤中微生物群落失衡，土壤生态系统的和谐稳定与微生物生理类群的多样性和均衡性密切相关。因此，根系微生物种群直接受到根系分泌物的影响，作物长期连作使土壤根际微生物种群多样性减少，导致连作障碍，进而使作物营养缺失，病虫害加重，产量减少。

4 缓解连作障碍采取的对策措施

4.1 选择抗病品种，合理轮作 选用抗病耐病棉花品种，选择硫酸脱绒包衣种子，在播种前晒种可杀死部分病菌。通过轮作倒茬改善土壤理化性状，平衡施肥，做到用地与养地相结合。冬前疏松耕层，松散土壤，改善土壤结构，降低土壤容重，增加孔隙度，促进好气性微生物活动，创造良好的土壤环境促进根系生长。播种前清除田地中的旧地膜、耕翻土地，减少病原。通过轮作改种其他作物使前茬作物根区土壤中的大量病原菌失去适宜的营养源，减少棉花连作土壤中的病原菌数量并抑制土壤病原菌繁殖。合理的轮作倒茬能显著促进固氮菌的增加，可以刺激微生物活性提高，有助于土壤中有效氮的合成，利于土壤养分的转化和积累。

4.2 科学田管，平衡施肥 增施有机肥不仅能补充土壤养分，抑制土壤中有害病菌，而且能改善土壤的团粒结构，提高化肥利用率，满足棉花对各营养元素的需求，提高土壤的通透性及保肥性。微量元素是棉花生长过程中不可或缺的，因此微肥的施用对提高棉花的抗逆性、增加棉花产量起到了显著作用。根据当地土壤基础肥力实施科学配方施肥满足棉花生长所需的各种营养元素，增施微肥并增加棉花根区有益拮抗菌的数量，从而提高棉花抗病抗逆性抑制棉花土壤中病原菌数量，达到棉花增产增收的效果[26]。

4.3 采取生物技术，改变土壤生物组成 通过生物降解技术、营养调控技术、自毒物质消减技术，消除或减缓土壤病菌的生长，促使棉花正常发育。通过工业发酵制成活菌制剂，向棉花根际微生态环境引入有益菌，改变棉花根际的生物组成，为减轻植株中自毒物质进人土壤微生态环境可以清除植株残茬[27]。向连作棉田中接种复合生防菌活菌制剂，丰富棉花根际土壤微生物多样性，并在连作棉田中繁殖大量有益拮抗菌成为棉花土壤中优势微生物种群，并利用有益菌群产生的抗性物质或重寄生等作用抑制土传病原菌的繁殖。

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土壤通报范文第3篇

关键词：土壤水分动态;地表径流;土壤水分分布;影响因子

中图分类号：S714

文献标识码：A文章编号：1674-9944（2015）04-0001-03

1引言

土壤水分是土壤的重要性质之一，是影响地表径流产生的重要因素之一，是林木生长和发育必要的环境因素之一，是土壤物理学的重要内容。土壤水分是土壤-植物-大气连续体的一个关键因子，是土壤系统养分循环和流动的载体，它直接影响土壤的特性和植物的生长， 各种林木所利用的水分绝大多数都是通过根系吸收土壤水分得到的[1]。土壤水分动态的变化直接关系到地表径流量的多少，或是地表径流的发生与否，地表径流的产生会带走土壤表层的养分，随着时间的推移，将导致土壤侵蚀和养分流失，对林地的林木生长以及林地地被植物的生长将会起到抑制作用。

2林地土壤水分分布与动态的变化规律

2.1林地土壤水分的主要分布

林地土壤中水分的分布和林地中树种的根系分布密切相关，不同林地根据其树种的组成不同，土壤水分分布也随之变化。根据刘康、张学龙等人根据土壤水分变异系数[2～4]，将林地土壤水分分布大致分为3个层次。

（1）土壤水分活跃层（主要是地表层0～10cm），主要受气候条件的影响，比如大气因子，特别是降水，所以该层土壤水分含量变化较大。

（2）土壤水分利用层，该层是林地树种根系分布的主要集中层，不同树种的1根系集中分布不同，所以该层随不同的林分植被而异。土壤水分利用层是植物根系的主要吸收层，受根系吸水耗水和气象、气候的双重作用，对林木的生长起着重要作用。如若是在干旱、半干旱林地区域，这一层土壤水分在丰水年可基本上得到恢复或部分恢复，缺水年仅在雨季得到部分补偿。

（3）土壤水分调节层，本层位于土壤水分利用层之下，土壤水分变化明显较小。在干旱和半干旱地区，如若遇到干旱、林木强烈蒸腾期和枯水期可向林木供水，在丰水年雨季可以储水，在缺水年可以向土壤利用层提供水分，故对林木根系的水分吸收起到一定的调节作用。

2.2林地土壤水分动态变化规律对地表径流的影响

世界各地的研究表明，土壤水分动态变化受到许多环境因子的影响，呈现出非常复杂的动态变化。从总体上来看，某一地区的土壤水分动态的时空变化有其内在规律的。这种土壤水分动态变化的规律，会对降雨产流有一定的影响，从而将会影响植被的生长状况。

2.2.1林地土壤水分的空间变化对地表径流的影响

林地土壤水分的空间变化分为水平方向上和垂直方向上两种。水平方向上由于地形、植被根系分布、土壤结构等因素的影响，土壤水分动态在水平方向上的分布是有差异的。而垂直方向上的变化包括两种情况，一种是增长型，另外一种是降低型。李洪建等人对晋西北人工林土壤水分的年动态变化研究发现，垂直动态变化的差异，表现为林地土壤水分上部大于下部，绝大多数年份，土壤水分随深度增加而减少[5]。邱扬和杨新明[6]等学者在研究过黄土高原及黄土高原丘陵土壤水分动态时，分析了不同深度不同土层土壤水分的变化情况，都得出随着土壤深度的增加，土壤的平均含水量有增长的趋势，为增长型，而在某一个层次将会出现一个峰值。而当雨季来临时，由于土壤上层容易受到外界环境的影响，特别是大气降水，土壤中各层的平均含水率也会受到影响，上层的土壤受降水的影响，平均土壤含水率相对于下层会出现升高的现象，这就出现降低型[1]。此外，在林地植被处于生长期的时候，根系快速生长，加强对深层土壤水分的吸收，土壤含水量也会出现上高下低的情况。土壤含水量的多少直接影响到土壤下渗率，从而影响地表径流量。

2.2.2林地土壤水分的时间变化对地表径流的影响

邱扬[9]等人在黄土高原的研究表明，总体上土壤平均含水量年际变化与年降水量年际变化一致。张学龙等人[4]对祁连山寺大隆林区土壤水分动态的年内及年际研究，将年内降水对土壤水分的影响分为消耗期、积累期、消退期。这些研究都充分证明了土壤水分的年际变化和气候条件有密切的关系。

林地土壤水分的空间变化及时间变化都会对林地土壤内部水分流动及含水量造成一定的影响从而导致地表径流量的产生和变化。

3影响林地土壤水分动态的环境因子

3.1土壤特性对林地土壤水分含量的影响

土壤的特性包括土壤结构、土壤密度、土壤质地等。在很多学者的研究结论当中，它们对土壤含水率的影响都各有侧重的部分。通过土壤物理的学习，不难发现，土壤密度越大其保水效果就越好，但不是越大越好。密度小的土壤，上层土壤的水分容易蒸发，下层土壤的水分容易渗漏;密度太大的土壤则不利于降水渗入土壤，易造成径流损失[7]。土壤持水能力和水分渗透速度在很大程度上受土壤的质地影响。外国学者Singhl等[8]在美国西部科罗拉多州半干旱草原的研究中，指明粘质壤土的有效水含量（现有含水量减去历史最低含水量）最高，沙质壤土有效水含量最低。

3.2气象因子对林地土壤水分的影响

气温和太阳辐射对土壤水分消耗的主要方式―蒸散，在夏季来临时随着降水的增加，温度也会升高，伴随着这些因素，太阳辐射也会加强，一方面林地植被的蒸散量增加;另外一方面，没有枯落物堆积或是存在林窗的地方，土壤水分蒸散量会大大提高，从而加大对土壤水分的需求量，造成土壤含水率减少。

3.3地形因子对林地土壤水分动态的影响

坡向影响坡面的光照、气温、降水、土壤特性和植被分布格局，使不同坡向的土壤水分含量存在很大差异。根据李昆等[9]1992年在云南元谋干热河谷的研究表明，西北坡的土壤含水量明显高于南坡[10]。坡度主要影响土壤的水分渗透、排放、地表径流的形成以及地表径流速度，一般与土壤含水量呈负相关，即坡度越小，土壤含水量越高[11]。良好的地表植被及枯落物覆盖在林业生产过程中能减弱坡度对土壤水分含量及地表产流的影响[12]。由此可见，山地土壤含水量是坡度、降水和地表植被等各种影响因子综合作用的结果。

3.4地表植被情况对林地土壤水分动态的影响

金雁海[22]等在大青山南坡人工林的研究表明，林地土壤含水量明显高于荒坡，降雨后林地土壤含水量较荒坡高，而荒坡的土壤含水量较林地下降的速度快。这都充分反应了林地土壤水分含量及对地表径流削减的优势。

4展望

（1）由于不同植被根系生长分布不同，土壤水分分布在垂直剖面上大致可分为土壤水分活跃层、利用层和调节层。在不同地区、不同植被组成的林地中，土壤水分分布层结构也相同。利用这些相同的分布结构，对林地土壤含水率、渗透率进行分析，对研究降雨―地表径流的发生规律有一定的指导作用。

（2）土壤水分动态的时间变化规律和空间变化规律，在不同的地区因为所受季节调控、年际变化等因素的影响，土壤水分含量都具有差异性，从这些差异中，可以通过林地植被的合理布置来改善局部因季节变化造成的土地部分，从而改善降雨-地表径流的发生，有效进行生态保护。

（3）随着诸如大气、降水、风速、光照辐射等气象因素，以及复杂的地形因素和人为活动对土壤水分动态所产生的影响，都使土壤水分呈现出非常复杂的变化。为了保护土壤结构以及土壤水分合理分布，防治强降雨引起的土壤侵蚀发生，应加强对森林绿地的监察与保护。

因此，深入研究影响土壤水分变化的各种因素，以及研究各种因素对土壤水分动态变化的作用规律，一方面能够为降雨―地表径流的发生规律提供参考价值，另一方面为保护林地植被生长提供重要的条件。

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土壤通报范文第4篇

关键词：植烟土壤;酸化;pH/H2O;pH/KCl;盐基阳离子

中图分类号：S153.4;S143 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）23-5694-07

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.23.019

化肥作为农业生产中不可缺少的肥料，对我国农业的发展发挥了巨大作用。但是研究表明，由于长期不合理施用化肥，特别是化学氮肥的不合理施用导致土壤酸化[1-4]，已经严重威胁到我国农业的可持续发展。大量的研究结果表明，土壤酸化是交换性盐基阳离子被淋失，交换性H+和Al3+离子占据土壤表面阳离子交换位，导致土壤pH下降的现象。由于肥料本身特点和作物对养分的选择性吸收导致不同的肥料对土壤酸化的影响程度不同以及盐基阳离子淋失的特征也不同[5-8]。化肥种类繁多，且农业生产又不能缺少化肥，因此，如何合理施用化肥，特别是不同肥料如何配施，化肥配施对土壤酸化影响的研究就显得尤为重要和迫切。

目前，土壤酸化最常用的评价指标就是土壤酸度和交换性盐基离子含量。土壤酸度包括活性酸度（pH/H2O）和潜性酸度（交换性酸和交换性Al3+）。活性酸度通常用pH/H2O表示，其表征土壤中酸的强度。潜性酸度通常用交换性H+和交换性Al3+的含量表示，通常用1mol/L KCl浸提，故以pH/KCl表示[9]。通常研究土壤酸化更多的是关注交换性盐基离子对pH/H2O变化的影响[10-12]，而对pH/KCl的影响研究较少[13]，同时有关交换性盐基阳离子变化对pH/H2O和pH/KCl的影响有何区别的研究报道也较少。

通常，在农业生产上各区域的土壤类型和作物种类不同，施肥模式和肥料种类也不同。就湖北省烟草种植而言，常用的氮肥是尿素，磷肥包括磷酸二铵、过磷酸钙、重过磷酸钙、磷矿粉和钙镁磷肥，钾肥包括硝酸钾和硫酸钾，其次还包括不同氮磷钾配合制成的复合肥。目前，有研究表明尿素和硫酸铵对土壤酸化程度的影响不同[5，7]。关于不同肥料配施对土壤交换性盐基离子和pH等方面的机理研究已比较深刻，但是在此基础上，针对植烟土壤交换性盐基阳离子变化对pH/H2O和pH/KCl影响的报道较少。因此，本研究以室内淋溶试验为基础，通过探讨化肥配施对植烟土壤pH/H2O和pH/KCl的影响，在交换性盐基阳离子淋失的基础上，探明化肥配施对植烟土壤pH/H2O和pH/KCl与交换性盐基阳离子含量和饱和度关系的影响，旨在为减缓植烟土壤酸化而提出合理的施肥模式。

1 材料与方法

1.1 供试材料

1.1.1 供试土壤 供试土壤为典型的山地棕壤，2012年采集于恩施自治州咸丰县高乐山镇杉树园村常年种植烟草田块0-20 cm耕层土壤。根据中国土壤分类系统，属于淋溶土纲黄棕壤土类山地黄棕壤亚类黄筋土，中砾质重壤。土壤基本理化性质见表1。

1.1.2 供试肥料 烟草专用复合肥（总养分40%，氮磷钾比例为10∶10∶20）：氮肥包括40%铵态氮和60%硝态氮，磷肥为磷酸一铵，钾肥为硫酸钾，不足部分钾用氯化钾补充。硫酸钾和硝酸钾均为市售粉状硫酸钾（含K2O 50%）和硝酸钾（含N 13.5%和K2O 45%）。磷肥为市售过灰黑色疏松粉状磷酸钙（含P2O5 12%，pH 2.50），磷矿粉（含P2O5 20.5%，pH 7.73），钙镁磷肥（含P2O5 5%，pH 9.60）。

1.2 试验设计

1.2.1 淋溶试验 采用模拟降雨土柱淋洗方法，淋洗柱用白色PVC塑料管，直径10 cm，高度为70 cm，每盆装风干土4 kg。用双层尼龙网（孔径为1 mm）将管底包裹固定，确保尼龙网不脱落，铺2层筛网（孔径为0.15 mm）于管底，装风干磨碎后的供试土壤（土柱高12 cm）。铺平压实后再铺1层筛网（孔径为0.15 mm），将剩余土壤与肥料搅拌均匀填柱（该层土柱高40 cm），铺上1层孔径为1 mm的尼龙网，最后覆盖1 cm厚的石英砂（粒径为5～6 mm），调节土柱含水量到田间最大持水量。土柱安装在PVC管架上，下方用直径为15 cm的托盘承接淋溶液体。淋溶装置示意图见图1。

本试验采用间歇淋溶法（淋溶时间起止5月20日至10月20日，其余月份处于自然状态），以去离子水作为淋洗液，淋洗液的总量应接近于恩施自治州咸丰县常年平均降水量，淋洗的次数以及淋洗液用量见表2。于每周一和周四分两次等量淋溶。

1.2.2 试验处理 施肥模式同田间常规操作，为了达到致酸效果，氮磷钾的用量较田间实际用量增加了2倍，氮肥用量为315 kg/hm2（即0.56 g/pot），N∶P2O5∶K2O配比为1.0∶1.2∶3.0。试验处理所用肥料及用量见表3，每个处理6次重复，随机区组排列。

1.3 测定项目及方法

于10月20日毁灭性采集土柱0-40 cm土样。土壤pH分别用无二氧化碳的去离子水和1.0 mol/L的KCl溶液浸提（水土比均为2.5∶1），采用电位法测定。交换性盐基离子采用pH 7.0 1mol/L的醋酸铵浸提，Ca2+、Mg2+采用原子吸收分光光度法测定，Na+、K+采用火焰光度法测定[14]。

1.4 数据处理

试验数据处理采用Execl 2003和SPSS 13.0统计分析软件。不同处理间的显著性采用Duncan法检验。采用Person方法进行相关性分析。采用Enter法进行线性回归分析，标准回归系数即通径系数，根据相关系数再计算出间接通径系数[15，16]。

2 结果与分析

2.1 不同肥料配施对植烟土壤酸度的影响

从图2可以看出，不同肥料配施对植烟土壤pH/H2O和pH/KCl影响不一。其中，ZS-6、ZS-9土壤pH/H2O和pH/KCl分别比CK增加了0.14和0.14、0.22和0.15。与CK相比，ZS-1、ZS-2、ZS-3、ZS-4、ZS-5、ZS-7和ZS-8土壤pH/H2O分别下降了0.44、0.38、0.41、0.32、0.32、0.34和0.25。对于pH/KCl而言，ZS-1、ZS-2、ZS-3、ZS-4、ZS-5、ZS-7和ZS-8分别比CK下降了0.46、0.29、0.29、0.32、0.26、0.47和0.30，且与CK间差异达到显著水平（P

从表4可以看出，不论哪个处理交换性酸含量均较低。与CK相比，ZS-1、ZS-2、ZS-3和ZS-8交换性酸含量分别增加了37.50%、25.00%、25.00%和25.00%，而ZS-4、ZS-5、ZS-6和ZS-9交换性酸含量分别降低了12.50%、12.50%、37.50%和12.50%。同时发现，即使交换性酸含量较低，但是目前土壤中的交换性酸以交换性H+为主。

2.2 不同肥料配施对植烟土壤交换性盐基离子含量和饱和度的影响

表5表示不同肥料配施处理植烟土壤交换性盐基离子含量。就交换性Ca2+而言，ZS-6和ZS-9与CK间差异较小，而ZS-1、ZS-2、ZS-3、ZS-4、ZS-5、ZS-7和ZS-8分别比CK降低了17.03%、12.68%、23.43%、20.36%、21.77%、16.52%和14.60%，且差异达到显著水平（P

从表6可以看出，不同肥料配施均能影响植烟土壤交换性盐基离子饱和度。ZS-9获得最高的交换性Ca2+和Mg2+饱和度，分别比ZS-1、ZS-2、ZS-3、ZS-4、ZS-5、ZS-6、ZS-7、ZS-8、CK增加了22.25%和31.70%、15.55%和32.70%、19.29%和16.65%、26.56%和60.95%、30.04%和59.24%、7.45%和6.05%、18.96%和64.48%、20.86%和61.44%、3.07%和50.36%。对于交换性K+饱和度而言，CK最低，分别比ZS-1、ZS-2、ZS-3、ZS-4、ZS-5、ZS-6、ZS-7、ZS-8和ZS-9降低了76.73%、76.82%、78.98%、76.70%、77.96%、78.66%、77.10%、73.33%和75.52%，且差异达到显著水平（P

2.3 不同肥料配施对交换性盐基离子含量和饱和度与植烟土壤pH/H2O、pH/KCl关系的影响

通径分析在多元回归的基础上将相关系数分解为直接通径系数和间接通径系数。在本研究中，Ca2+含量与pH/H2O、pH/KCl的相关系数=Ca2+含量与pH/H2O、pH/KCl的直接通径系数+Ca2+通过其他交换性盐基离子对pH/H2O、pH/KCl的间接通径系数（Ca2+与Mg2+的相关系数×Mg2+的直接通径系数+Ca2+与K+的相关系数×K+的直接通径系数+ Ca2+与Na+的相关系数×Na+的直接通径系数）。从表7可以看出，pH/H2O与Ca2+含量具有极显著的正相关（P=0.000）。Ca2+和K+含量对pH/H2O的直接影响（正相关）分别达到了极显著和显著水平（P=0.000，P= 0.042），而Mg2+含量的直接影响（负相关）也达到了显著水平（P=0.012）。同时还可以看出，Ca2+通过其他盐基离子对pH/H2O的间接影响也都较大。Ca2+、Mg2+和Na+含量与pH/KCl均具有显著或极显著的正相关性（P=0.022，P=0.007，P=0.013）。对于通径系数而言，Ca2+和Mg2+含量对pH/KCl的直接影响（正相关）达到了显著水平（P=0.028，P=0.029）。

表8表示交换性盐基离子饱和度与pH/H2O、pH/KCl相关性。Ca2+饱和度与pH/H2O的相关性达到了极显著水平（P=0.000），而且两者之间的直接作用（通径系数）也达到了极显著水平（P=0.000）。Ca2+和Mg2+饱和度与pH/KCl相关性也都达到了极显著水平（P=0.000，P=0.000），Mg2+饱和度与pH/KCl之间的直接作用达到极显著水平（P=0.003），pH/KCl与Ca2+饱和度的通径系数只达到显著水平。

3 结论与讨论

3.1 结论

1）与不施肥相比，复合肥+硝酸钾+钙镁磷肥和尿素+硫酸钾+钙镁磷肥配施处理pH/H2O和pH/KCl提高了0.14～0.22个pH值单位，而其他配施处理pH/H2O和pH/KCl分别下降了0.25～0.44和0.26～0.47，且以复合肥+硫酸钾+过磷酸钙和尿素+硫酸钾+过磷酸钙配施致酸效果较强。

2）致酸土壤除了交换性K+含量和饱和度均比对照升高外，交换性Ca2+、Mg2+和Na+含量和饱和度变化不规律。不论是交换性盐基离子含量还是其盐基饱和度，都表现出Ca2+>Mg2+≈K+>Na+的变化趋势。

3）酸化后土壤中交换性Ca2+、Mg2+和K+含量和Ca2+饱和度是直接影响酸强度的主要因素，而交换性Ca2+和Mg2+含量与饱和度是直接影响酸容量的主要因素。从酸强度到酸容量，交换性Mg2+含量和饱和度的影响逐渐增强，Ca2+的影响则逐渐降低。

3.2 讨论

3.2.1 不同肥料配施对植烟土壤酸度和交换性盐基离子的影响 研究发现化肥的施用是导致土壤酸化主要因素之一[1，3，5，7]。试验中，并不是所有肥料配施都导致土壤酸化，究其原因可能有以下两个方面，其一试验时间较短，致酸效果还没有完全表现出来;其二可能是该配施处理不具有致酸作用，且这方面的报道较少。因此，要解释这一原因需要进一步研究。通常，在描述土壤酸化程度时都采用潜性酸度，即交换性酸含量。对于酸化比较严重的土壤而言，土壤交换性酸含量较高，测定结果也比较准确[9，17]。但是对于酸化程度不严重的土壤而言，采用1 mol/L KCl溶液浸提时测得的交换性酸含量很低[18]，试验误差也比较大，因此，在本试验中pH/KCl采用1 mol/L KCl溶液浸提后直接用pH计读出所得。不论是pH/H2O还是pH/KCl，ZS-6和ZS-9即复合肥+硝酸钾+钙镁磷肥和尿素+硫酸钾+钙镁磷肥处理不但没有降低反而有所增加，这可能与钙镁磷肥性质和施用量有关。由于钙镁磷肥是化学碱性肥料，水溶液呈碱性（pH 9.60），通常用来改良酸性土壤。然而，与ZS-3即复合肥+硫酸钾+钙镁磷肥相比，可能是由于ZS-6和ZS-9钙镁磷肥用量高于ZS-3所致。

过磷酸钙主要成分为磷酸二氢钙，由于其磷酸二氢根离子的溶解和水解产生的氢离子，也会导致施肥点周围pH的降低[19]。因此，过磷酸钙的致酸效果最强（pH为2.50），而钙镁磷肥（pH为9.60）的致酸效果最弱，这在试验中得到了进一步的证实。ZS-1和ZS-7即复合肥+硫酸钾+过磷酸钙和尿素+硫酸钾+过磷酸钙致酸效果较强，蔡泽江等[9]研究也发现尿素+氯化钾+过磷酸钙会导致土壤酸化，尿素+过磷酸钙+氯化钾或者硫酸钾的致酸效果被再次证实。通过比较ZS-1和ZS-7、ZS-2和ZS-8以及ZS-3和ZS-9植烟土壤pH/H2O和pH/KCl发现复合肥的致酸效果高于尿素，这主要是由于铵态氮肥的致酸效果比尿素强[20]，而试验中复合肥的氮肥种类是铵态氮肥和硝态氮肥。通过试验同时也发现若复合肥与过磷酸钙配施会加重酸化效果，而若与钙镁磷肥配施则会降低酸化效果。

长期施用化肥且经过降雨淋溶导致土壤中交换性盐基离子（Ca2+、Mg2+、K+、Na+等）的淋失，从而进一步加速土壤酸化[3，20，21]。在试验中，交换性酸以交换性H+为主，而杨甲华等[10]和黄运湘等[22]研究发现酸化土壤中的交换性酸则以交换性Al3+为主，这可能是由于研究所用土壤的pH不同所致，在试验中，土壤酸化才刚开始。随着酸化的加重，交换性Al3+将逐渐被交换淋洗下来。在试验中，除了K+含量增加外，与不施肥相比，已酸化土壤的交换性Ca2+、Mg2+和Na+有减少的趋势。而ZS-6和ZS-9交换性Ca2+和Mg2+含量却都增加，这可能是由于施用了较多的钙镁磷肥所致。不论是交换性盐基离子含量还是盐基饱和度，都有Ca2+>Mg2+≈K+>Na+的变化趋势。众多研究结果表明交换性Ca2+是主要的交换性盐基离子，且对盐基饱和度的贡献最大[23，24]，其次为交换性Mg2+，而交换性K+和Na+最低[25，26]。研究中交换性K+和Mg2+含量相当，这可能是由于试验中所用钾肥较多，而又没有植物吸收所致。研究发现与长期不施肥相比，施用尿素、尿素+过磷酸钙、尿素+氯化钾、过磷酸钙+氯化钾、尿素+过磷酸钙+氯化钾均会导致土壤交换性盐基离子总量和盐基饱和度的显著降低[8，27，28]。试验中，除了复合肥+硝酸钾+钙镁磷肥和尿素+硫酸钾+钙镁磷肥处理外，其他施肥处理均降低了植烟土壤的交换性盐基离子总量和盐基饱和度，再次证实了尿素+过磷酸钙+氯化钾或者硫酸钾配施会导致换性盐基离子总量和盐基饱和度的降低。

3.2.2 不同肥料配施对交换性盐基离子含量和饱和度与植烟土壤pH关系的影响 两个变量之间的简单相关系数，往往不能准确地说明这两个变量间的真正关系，因为在多个变量的反应系统中，任意两个变量的线性相关关系，都会受到其他变量的影响，因此，要想真实探求两个变量之间的线性相关关系，就必须对其作通径分析和多元回归分析。通过比较通径系数的大小及显著性，才能准确反映出交换性盐基离子含量和饱和度是如何直接或间接影响pH/H2O或pH/KCl[15]。就4种交换性盐基离子而言，土壤酸化后交换性Ca2+含量和饱和度是最主要最直接影响活性酸的因素[2，15，29]。

试验中交换性Ca2+、Mg2+和K+含量均对pH/H2O有显著的直接影响，说明酸化后土壤交换性Ca2+、Mg2+和K+含量对土壤溶液中H+有显著地直接影响。更具体的是酸化后土壤交换性Ca2+和K+含量降低直接导致了土壤溶液中H+浓度增加（pH/H2O降低）。Ca2+通过其他交换性盐基离子对H+浓度增加的间接影响较小，而Mg2+和K+通过其他交换性盐基离子的间接影响较大，甚至改变了相关性的方向，即最后表现出土壤交换性Mg2+含量降低和交换性K+含量增加均导致溶液中H+浓度增加。交换性Ca2+和Mg2+均对pH/KCl有明显直接影响，说明酸化后土壤交换性Ca2+和Mg2+含量降低直接导致溶液中H+和土壤胶体吸附的H+浓度增加（pH/KCl下降）。通过比较发现，酸化后土壤中交换性Ca2+、Mg2+和K+含量是直接影响酸强度的主要因素，而交换性Ca2+和Mg2+含量是直接影响酸容量的主要因素。同样，酸化后土壤中交换性Ca2+的盐基饱和度是直接影响酸强度的主要因素，而交换性Ca2+和Mg2+的盐基饱和度又是直接影响酸容量的主要因素。从酸强度到酸容量，交换性Mg2+含量和饱和度的影响逐渐增强，Ca2+的影响则逐渐降低。

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土壤通报范文第5篇

关键词：高寒草甸；土壤呼吸；土壤有机碳；气候因子；土壤温度

CO2气体引起的全球变暖已经成为当今世界亟待解决的环境问题。从1832年至今大气中CO2含量提高了30%，造成大气平均温度上升0.7 ℃[1]。气候的变化将对陆地生态系统结构与功能、动、植物生长繁殖与分布产生深远的影响。应用可持续发展措施，应对气候变化成为世界一个迫切而艰巨的任务。探究土壤的碳循环收支，是合理开发利用土地的重要前提[2]。土壤储存着全球近2/3有机态碳[3-5]，而草原的陆地覆盖面积为25%～50%，碳贮量高达7.61×1012 t[6]，由此可见，草原土壤对全球碳循环也有相当大的贡献。高寒地区植被丰富，温度较低，土壤有机质分解率低，由于长年累积，土壤碳储量巨大。有研究显示高寒草原1 m深度土壤碳储量为7.4×109kg[7]。因此，对高寒草甸的研究更显得刻不容缓。

土壤呼吸包括根系呼吸、微生物和动物、有机质的化学分解的过程，是陆地生态系统向大气释放CO2主要因素之一[8-10]。研究土壤CO2通量变化规律及影响因素，对探究气候变暖的条件下，陆地生态系统碳循环有着极为重要意义。国内有关土壤CO2通量的研究长达30年，发表较多，但对高寒区土壤CO2通量的研究较少。为此，通过对东祁连山3种高寒草甸土壤CO2通量、碳密度及其关键影响因子的变化进行研究分析，揭示该区土壤呼吸的影响因素及对全球碳循环的作用，旨在为气候变暖条件下高寒区碳交换的预测提供参考。

1 材料和方法

1.1 研究区概况

试验区地处甘肃农业大学天祝高山草原试验站，地理位置为N 37°11′，E 102°47′，平均海拔3 200 m，属半干旱向干旱区过渡带，是东亚季风到达的最远端。地处亚洲大陆腹地，属高原大陆性气候，高海拔与长达9个月降雪期决定了其气温很低，年均温0.1 ℃，最冷月（1月）平均气温为18.3 ℃。每年5月下旬植物进入返青期，10上旬枯黄，生长季长达120～140 d。空气相对湿度为51.4%，平均气压为6.97×105 Pa。草地土壤为亚高山草甸土，有机质含量丰富。但土层较薄显微碱性。

受地形及光照时间的影响，阴阳坡植被分异明显。阳坡以披碱草属（Elymus）、针茅属（Stipa）等为优势植物，阴坡以嵩草（Kobresia spp.）、珠芽蓼（Polygonum viviparum）等为优势植物。而湿度较大的地区以灌木植被为主（表1）。

1.2 试验设计

2012年8下旬，选择3种高寒草甸为研究对象进行土壤CO2通量的测定。土壤碳通量采用自动测定系统LI8100A采集与储存，要求测定必须在天气晴朗、气候条件稳定下进行。测定前一天在每个样地类型中随机选择3个样点，布设3个内径20 cm、高10 cm测定环，安置测定环时清除环内植物及其掉落物。并采用LI8100A自带的探头进行表层土壤温度与水分的同步测定。

日动态时间从8∶00～18∶00（由于夜间气温差异较小，土壤CO2通量变化不显著，不予测定），每隔2 h测定1次，重复3次共需15 min，3次重复的平均值作为土壤CO2通量平均日动态。在测定土壤呼吸的同时，进行土壤样品的采集。在3个类型草甸内随机选取5点，用土钻在每个样点中10 cm 1层分4层取0～40 cm的土样，5个重复混合装袋，分别随机取样3次，挑除明显的根系及石头，并记录石头的重量，土样带回实验室自然风干，研磨后过0.25 mm土壤筛，采用重铬酸钾容量法―外加热法进行有机碳的测定。

1.3 数据处理

应用SPSS 16.0对所有数据进行统计分析，用单因素方差分析检验各样点之间指标的显著性。图形采用Excel 2003软件绘制完成。

2 结果与分析

2.1 不同植被类型样地土壤碳密度的变化

不同样地碳密度有很大差异，珠芽蓼草甸（P）、针茅草地（S）和杜鹃灌丛草甸（R）碳密度分别为1.81～4.73、 3.51～5.10、5.04～6.09 kg/m2（表1）。相同深度碳密度的大小顺序为R>S>P，3个样地相同土层20～30和30～40 cm呈极显著差异（P

2.2 不同植被类型样地土壤CO2通量及其影响因子的变化

测试样地土壤CO2通量的昼变化，P，S和R样地分别为2.97～3.90，4.87～6.35和2.20～2.29 μmol/（m2・s），不同样地土壤碳通量在相同测定时间差异显著（P

3 讨论与结论

气候、植被、地形及土壤因素等自然条件共同决定土壤碳密度的变化，由于生态地下过程的复杂性，其变化存在较大不确定性[11]。土壤碳储量取决于植物凋零物和根系的供给与分解[12]。陶贞等[13]对高寒草甸研究表明，有机碳密度与土壤根系含量密切相关，并得出土壤有机碳含量是碳密度差异的主要原因。试验结果显示，不同植被类型草地碳密度存在显著差异。究其缘由是草地植被类型、土壤条件决定的根系分解不同所致。常年温度保持在较低的水平、有机碳分解缓慢是杜鹃灌丛草甸土壤有机碳高主要原因。下层土壤容重变大，及有机碳含量较小是下层土壤碳密度较低的主要决定因素。解宪丽等[11]对全国不同土壤估算显示，高寒草甸100 cm土层碳密度为16.92 kg/m2 ，整体分析该区土壤碳密度大于解宪丽的估算结果。原因可能是高寒区植物通常有着较大的根茎比，其值为9.32 [14]，温性草甸草原为5.26[15]，丰富的根量是土壤碳密度较高的条件之一。王建林等[16]对青藏高原草原碳密度的分布规律及影响因子分析表明，高寒草原植被碳密度受年均气温和年均降水量综合影响。水分的作用大于气温，得出土壤碳密度与土壤含水率呈显著相关，而与温度没有显著相关性。

土壤CO2通量研究结果表明：针茅草地、珠芽蓼草甸土壤CO2通量表现出较大的日变化，呈单峰曲线，峰值均出现在14∶00～15∶00。这与朱清芳等[17]研究结果一致，而杜鹃灌丛草甸日变化保持相对稳定，主要是土壤温度日变幅较小导致。在样地和生态系统尺度上大量研究显示土壤温度与含水量是土壤CO2通量主要影响因子[18-21]，除土壤温度、含水量以外，光照、气温、植被种类、地理位置等也影响着碳排放[22]。各种环境因子决定了土壤呼吸的阈值，过高或过低的环境因子都会制约土壤呼吸作用，且各种影响因子之间也存在相互作用、相互制约的关系。此次试验中，土壤CO2通量与土壤碳密度、土壤温度、大气温、湿度都存在显著相关性。土壤温度与大气温度、土壤含水量呈极显著相关。综上所述，不同类型草地土壤碳储量、土壤呼吸有着很大差异，高寒草原的不合理的开发利用会导致土壤贫瘠化，大气CO2含量的上升，其后果难以预测。

试验结果表明：P，S和R样地土壤CO2通量值分别为2.97～3.90，4.87～6.35和2.20～2.29 μmol/（m2・s）。不同样地之间土壤CO2通量差异显著，CO2通量与土壤温度、碳含量及大气温、湿度有显著相关性。

珠芽蓼草地（P）、针茅草地（S）和杜鹃灌草丛（R）碳密度分别为1.81～4.73，3.51～5.10和5.04～6.09 kg/m2，相同植被类型草地随土壤深度的增加，土壤碳密度降低。

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土壤通报范文第6篇

关键词：公路；路域；土壤

中图分类号 S731.8 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）14-0114-03

Abstract：Because of road construction，the original soil is disturbed，and has formed a new artificial soil - soil roadside. Because of introduction of alien soils，construction machine rolling in the process of road construction，it leads to soil texture and composition ratio，soil porosity，soil effective thickness changes. During operation，because of vehicle emissions，tire wear，fuel oil leaks and other problems，this has resulted in an increase in soil with varying degrees of heavy metals and organic contaminants and different degrees of pollution.

Key words：Road；Roadside；Soil

1 引言

公路建成以后，随着生态恢复等环保工程的实施，出现了一个宽约50～70m，长数十至数百公里不等的新生态系统，我们将其称之为路域[1]。随着我国公路建设规模快速增长，形成面积巨大的路域空间。公路的建设与运营对路域土壤环境带来了较大影响，不仅改变了路域土壤的物理特性，也在不同程度上改变了其化学成分。

2 公路建设对土壤物理指标的影响

公路建设，需占用大量林业或农业用地，施工过程中无序侵入土体和施工翻动，原有土壤的表土层和腐殖质层遭到破坏，形成了一类独特的土壤。土壤质量在由原始未受人为干扰的自然状态向路域土壤演变的过程中，表现出明显的退化现象。与原始土壤相比，表现为土壤剖面结构混乱、无层次、无规律、结构差、外来物质多、养分匮乏等特性[2]。

2.1 对土壤质地的影响 土壤质地指土壤中不同粒径的矿物质颗粒组合状况，与土壤保肥、保水、通气状况有密切关系。公路建设过程中，由于人类活动干扰，土壤组成比例发生变化。余海龙[3]等通过对胡集高速公路卓资县六苏木乡境内公路路域土壤采样研究发现，公路建成后，路域土壤的颗粒组成变化幅度较大，理化性质复杂。由于施工过程中产生的废弃物、建筑垃圾等侵入物的影响，物质组成上人为侵入体较多，表现为物质组成在剖面上不连续，并受施工的影响，土壤质地在颗粒组成上粗粒化明显。随着土壤的退化，土壤重粉沙粘粒的比重趋于下降，中粗沙的比重趋于上升。对照地粉沙粘粒比重是受人为影响最严重的边坡的4.19倍，这说明表层植被破坏后，土壤侵蚀严重，粉、粘粒明显减少，土壤保肥、保水性变差。

2.2 对土壤空隙度影响 土壤空隙度指土壤中孔隙占土壤总体积的百分率，关系着土壤的透水性、透气性、导热性和紧实度。道路在修建过程中，由于人工堆砌、机械碾压等人为干扰导致土壤结构重排、孔隙度变化。余海龙[3]等通过实验表明中央隔离带为人为搬运的异地混合土壤，孔隙度较大，紧实度为160.83～188.29kPa，低于自然土壤紧实度342.26kPa，而路堑边坡与互通立交处紧实度分别为1156.25～2955.83kPa与342.26～837.52kPa，均高于自然土壤，土壤透气、透水性变差。

2.3 对土壤有效土层厚度影响 有效土层，是指植物根系伸延容易，有一定的养分可以吸取，能正常生长发育的较松软土层[4]。公路建设过程中土壤的开挖、堆砌，导致不同区域有效土层厚度有所差异，中央隔离带与互通立交处，有效土壤厚度分别为50cm和40cm，高于自然坡厚度35cm，边坡则较低，为10cm[5]，有效土层较薄，不利于植被的生长。

3 公路建设与运行对土壤化学指标的影响

3.1 对土壤pH值影响 道路建设中用于修路的填充材料可能与临近区域土壤成分截然不同，比如道路建设时，经常将石灰石中提取的填充材料置于从酸性花岗岩中提取的填充材料之上（或者相反），在这种情况下，来源于路基的化学物质将改变相邻区域土壤的酸碱度。Blume在1978年对柏林的土壤研究中发现，与道路相邻的土壤，其30cm之内的表土层pH值可高达7～8，而距道路40～50m之外的林下土壤，其表土的pH值则小于4.5[6]。

康玲芬[7]等人通过对交通干线两侧及公园土壤样品理化性质测定，结果表明交通干线两侧土壤和公园土壤pH值存在较大差异，公园内土壤的pH值明显高于道路主干线两侧土壤，出现这种现象的一个主要可能原因是，汽车尾气中的NOx和SO2等气体与水结合形成酸性物质，进入道路两侧土壤，从而使道路主干线两侧土壤pH值降低。

3.2 对土壤营养成分变化影响 公路建设过程中对路域内土壤养分及有机质含量也带来一定的影响。总的表现为表层土壤中养分和有机质的含量都有减少的趋势，造成这种结果的原因是，工程建设过程中，地表植被清除，土层开挖，松散堆积，增强了风蚀、水蚀强度，造成土壤中养份随风蚀、水蚀流失所致。

公路运行期间，土壤中全氮、速效磷和有机质随着植被的恢复逐年恢复。研究表明土壤肥力的恢复进度随种植植被不同而不同。李宗禹、黄岩[8]等对陇西互通立交绿化区采样分析表明，植被恢复之后，土壤中的有机质和全氮含量比生土均有所增加，植被恢复6a后，有机质和全氮分别增加了4.7倍和4.3倍，随着恢复时间的增加，二者含量亦不断增加。在植被恢复初期，随着年限的增加，土壤中速效磷含量也在增加，至采样分析时，经过植被恢复的土壤，速效磷含量都高于5mg/kg，属于中、高水平。

3.3 对土壤中重金属含量影响 有研究显示，路域土壤中重金属含量，距离最近处，含量最高，随着与公路距离的增加逐渐减小[9]。也有研究显示，路域土壤中一些重金属含量并不是距离公路越近含量越高，而是随着与公路距离的增加先增加再减少，含量最高区域与公路存在着一定的距离[10-12]。

季辉、赵健[13]等对沪宁高速公路不同路段重金属分布和影响因素进行了研究，结果表明，路域土壤中Pb含量的变化趋势，总体上随与公路距离的增加先增加后减小；但是Zn、Cr的含量变化没有表现出一致的规律。公路交通产生的重金属的来源与进入路域土壤的方式，对垂直公路方向不同距离土壤中重金属含量变化有较大影响[14]。汽车尾气是公路交通产生的Pb的主要来源[15]，据研究表明，75%的Pb以颗粒态的形式，随汽车尾气向公路两侧扩散[16]，汽车尾气通常扩散一定距离后，才被地面或植被截留而进入土壤中，从而使路域土壤中的Pb含量，在距离公路一定距离处才出现最大值[14]。刹车里衬的机械磨损和轮胎的磨损是公路交通产生的Zn和Cr的主要来源[17]，Zn和Cr进入土壤的方式主要是地表径流或扬尘扩散[18]，因此，Zn、Cr在路域土壤中含量的累积规律与Pb存在较大差异。Nabulo等[19]的研究表明，影响路域土壤中重金属含量主要因素之一的道路车流量，与重金属含量呈正相关关系，车流量越大的路段，路域土壤中Pb、Zn等重金属含量越高。路域土壤中重金属含量差异受风向影响较大，通常情况下，上风向土壤中重金属含量要低于下风向[20]。

3.4 对土壤有机污染物含量影响 石油类物质中含有持久性有机污染物芳香烃等成分，其特点是，易在生物体内富集，且难以生物降解，若通过生物体进入人体，将会损害人体健康。由于燃料燃烧不完全，车辆在启动时，污染物排放量最大[21]，监测表明，100辆客运车1a可排放2～10t的B（a）P。车辆行驶过程中，通过油和燃料油的泄漏及尾气排放，将石油类污染物排放至环境中，再通过路面径流、大气等载体进入路域土壤。由于石油类污染物具有难生物降解性、非亲水性等特性，同时受土壤的吸附而滞留在土壤中，造成土壤有机物污染。吴湘滨等[22]对衡昆高速公路路域土壤的研究显示，高速公路路域土壤中石油类污染物含量为6.96～92.86mg/kg，距公路边界35m范围内，石油类污染物分布较为均匀，且含量最高，35m范围之外，其含量随距离的增加而减少。路域土壤中含量，石油类物质在大气中弥散浓度、地面径流距离、高差扬程以及风向风力、地表植被的茂密程度和地形地貌条件等，是其在路域土壤中含量的影响因素。

4 结论

（1）公路建设过程中，由于施工活动影响了路域土壤形态学性质，土壤土层排列凌乱，土层深浅变异较大，土壤中颗粒分布明显不同于自然土壤。

（2）路域土壤遭受机械压实、人为扰动等造成土壤结构受到破坏，通气和持水孔隙降低，土壤紧实度增大。

（3）公路建设过程中，表层植被清除，表土开挖，导致土壤侵蚀严重。有机质和养分含量随土壤侵蚀下降，表现为土壤粗粒化和贫瘠化，不再适于植物生长。

（4）公路运行过程中，汽车尾气排放、轮胎磨损、燃料油泄漏等问题，导致路域范围内，土壤中重金属和有机污染物含量不同程度的增加，路域土壤受到不同程度污染。

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土壤通报范文第7篇

Abstract： As one of the most toxic elements of heavy metals contaminants in soil， Cadmium has led to serious pollution for cultivated soil in China. Since the low bio-degradability， Cadmium could has a high accumulation ability without impacting the growth of plants. Afterwards， Cadmium may has a strong risk and toxicity effect for human through food chain. Once Cadmium appears in soil， the sorption between soil and Cadmium is impacted by the different factors of soil and groundwater parameters， the stability and transportation of Cadmium is also affected. Therefore， the factors （e.g.， pH， organic matter content， clay minerals different types of electrolytes and ionic strength， etc.） influencing the sorption behavior between soil and Cadmium is critically reviewed and summarized.

关键词：土壤；Cd；吸附；水土环境

Key words： soil；Cadmium；sorption；water-soil environment

中图分类号：S153 文献标识码：A 文章编号：1006-4311（2015）21-0199-04

0 引言

Cd是我国土壤重金属污染中“五毒”（Cd、Cr、Pb、As、Hg）中毒性最强的元素之一[1，2]。Cd是一种积累性的剧毒元素，其毒理性具有长期性与隐蔽性的特点，其在环境中不能被微生物降解，只会在环境中不断扩散、转化，最终通过富集效应在动植物内不断积累产生更大的毒性。人体某些器官中的Cd含量随着年龄的增长而增加，其危害往往需要数十年才能被发现，进而引起心血管系统疾病、肾脏功能失调、骨骼软化等疾病[3-5]。目前，我国有超过10万公顷的农业土壤已经遭受到了不同程度的Cd污染，而由于稻米对于Cd具有较强的吸附能力，也直接导致了我国多个地区稻米中Cd的含量超标，如贵州同仁、广西阳朔、湖南株洲、浙江遂昌、江西大余、辽宁李石等多个地区[6-9]。对Cd的环境行为、污染防治与修复等方面的研究一直受到广泛关注，并也已纳入我国“十三五”规划中重点工作内容。因此，对于土壤与Cd的吸附研究可以为土壤Cd污染的修复机理提供相关的理论基础，为土壤Cd污染的修复工程开展与实施提供依据。

1 土壤Cd的限值与污染现状

环境中的Cd主要来自于天然形成与人类活动。其中天然状态下的Cd主要赋存于含Cd的岩石中，其含量约在0.01mg/kg-2.00mg/kg，而人类活动排入环境中的Cd主要存在于土壤、水环境与大气环境中[10，11]。

为了保证含Cd污染物在土壤中的含量对动植物、人体健康不造成不良影响，我国《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）中规定土壤中的Cd的背景值应小于0.20mg/kg，对于农业生产与人体健康的土壤限制应小于0.30mg/kg（pH≤7.5）或0.06mg/kg（pH>7.5），为保证农林生产和植物正常生长的土壤临界值应小于1.0mg/kg[12]。《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ 332-2006）中规定食用农产品产地土壤环境质量标准应符合《土壤环境质量标准》（GB 15618-1995）中的规定。温室蔬菜产地环境质量评价标准（HJ 333-2006）中规定当土壤pH7.5时， 土壤的Cd含量应小于0.40mg/kg。在《农用污泥污染物控制标准》（GB 4284-84）中规定农用污泥中污染物控制标准值（即最高容许含量）应符合：在酸性土壤中（pH6.5）中小于20mg/kg。

2 土壤吸附Cd的类型

土壤对Cd的吸附类型可分为非专性吸附与专性吸附两种。非专性吸附指的是土粒表面由静电引力对离子的吸附，即离子交换，Cd2+与土壤表面通过库伦作用力相互作用，是可逆吸附，发生速度快。专性吸附指的是非静电因素引起的土壤对离子的吸附，指的是土壤颗粒与Cd2+形成螯合物，Cd2+与有选择性地与土壤颗粒中有机质（如天然有机质）或可变电荷矿物（如铁锰氧化物）的氧原子或羟基产生内层络合，所以专性吸附是具有选择性，反应速度也较非专性吸附慢[13-15]。Cd2+与土壤颗粒的专性吸附可以用方程式：

S-OH+Cd2++H2OS-O-CdOH2++H+

式中S表示土壤颗粒的表面，-OH表示土壤颗粒表面的羟基。

3 影响土壤与Cd吸附的要素

当重金属进入土壤环境中，土壤的性质与水土环境因子会影响土壤与Cd的相互吸附关系，使得Cd在水土环境中的稳定性与迁移复杂多变（图1）。

3.1 pH对土壤吸附Cd的影响

土壤环境的pH是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的重要因素之一[16，17]。在土壤显示酸性pH值时，土壤与Cd2+吸附的主要制约因素是土壤的表面性质，但随着土壤环境pH的增高，控制土壤与Cd2+相互吸附的主导因素则为Cd2+的水解、沉淀等反应，不同类型的土壤对于Cd2+的吸附差异也随之降低。

随着土壤环境pH值的升高（>7.5）[16]，Cd2+与水生成CdOH+生成，由于CdOH+与土壤吸附亲和力高于Cd2+，所以土壤有机质-Cd络合物的稳定性随pH升高而增强。其次，由于土壤环境pH升高，土壤溶液中H+与金属阳离子（如，Fe2+、Al3+、Mg2+等）含量降低，与Cd2+竞争吸附下降，也利于土壤与Cd吸附。此外，在碱性条件下，有利于形成Cd的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和碳酸盐沉淀，有利用土壤与Cd2+相互作用[6，7，14，16]。

在酸性条件下，土壤中吸附反应起主控作用[16]。但随着土壤环境pH升高，在中性或碱性条件下，土壤中粘土矿物、水合氧化物和有机质表面负电荷增加，对Cd2+的吸附力增大。同时在氧化物表面对Cd2+的专性吸附、土壤有机质-金属络合物的稳定性随之增加。

3.2 有机质对土壤吸附的影响

土壤中的有机质是影响土壤颗粒与Cd2+吸附的另一个重要因子[18-20]。这是由于土壤中的有机质含有大量的羧基、羟基，酚羟基等官能团，这些官能团可以与Cd2+发生反应，形成较为稳定的有机-Cd的络合物[21]。因此，土壤吸附Cd2+的含量与土壤中有机质的含量成正比。但在Cd低浓度时（0.001～0.1 Cdμmol・kg-1），土壤与Cd2+的吸附也受到土壤中存在的可溶性有机质含量的控制。当Cd2+与这些可溶性有机质进行络合，Cd2+与土壤颗粒表面就会存在空间斥力，从而阻碍Cd2+与土壤颗粒之间的相互吸附[19]。

3.3 粘土矿物对土壤吸附Cd的影响

土壤粘粒矿物因具有较大的阳离子交换能力和比表面积，因此对重金属具有较强的吸附能力，但根据粘土矿物表面官能团的不同，其对重金属Cd2+的吸附能力也有不同[19，22-24]。土壤粘粒矿物要包括层状硅酸盐粘土矿物、纤维状硅酸盐粘土矿物，非硅酸盐粘土矿物（非晶质粘土矿物）。研究发现非晶质粘土矿物中的铁氧化物对Cd2+具有较强的亲和性，土壤颗粒对Cd的最大吸附量与非晶质的铁氧化物含量呈正相关[25-32]。

3.4 土壤中电解质对土壤修复Cd的影响

3.4.1 电解质的离子强度

土壤水溶液中背景电解质的离子浓度对Cd2+的吸附也产生影响，随着土壤水溶液中离子强度的升高，Cd2+的活度系数会随之下降，并且无极络合物的含量也会增加，阳离子与Cd2+的竞争吸附效应也会升高，降低土壤颗粒对Cd2+的吸附能力，反之亦然。例如，当溶液pH为5，NaNO3的离子浓度从0.01mol/L 增加到1.5mol/L时，土壤对Cd2+的最大吸附量由0.1mmol/kg 减少至0.05mmol/kg。当土壤水溶液中电解质为Ca（NO3）2时，土壤对于Cd2+的吸附效果亦有类似的降低效果[33]。

3.4.2 电解质类型

土壤水溶液环境中存在着不同种类的电解质，土壤颗粒对Cd2+的吸附性能主要受到阳离子类型的影响[34]。土壤中钙离子对土壤吸附Cd2+的影响要大于钠离子[34，35]。在以钠离子为主要阳离子土壤中Cd2+的吸附量是以钙离子为主要阳离子土壤的近5倍。如果土壤颗粒表面与钙离子吸附达到饱和，甚至可消除土壤颗粒与Cd2+的交换吸附能力。这是由于在水环境中钠离子产生的水化离子半径与钙离子相比要小，其对Cd2+的吸附点位的影响小；而钙离子与Cd2+则具有相似的水化半径，所以钙离子对土壤吸附Cd2+的影响远大于钠离子。

土壤水溶液中主要阴离子的类型也对土壤吸附Cd2+有一定影响作用。例如，对于0.005mol/L不同阴离子的钙盐（CaSO4、Ca（ClO4）2、CaCl2）为主要电解质的土壤，其对Cd2+最大吸附量顺序为CaSO4>Ca（ClO4）2>CaCl2，所以土壤中主要阴离子对Cd吸附的影响力为Cl->ClO4-> SO42-[36]。

3.5 土壤的氧化还原电位

土壤的氧化还原电位也可以通过影响土壤中硫元素的形态间接影响土壤对Cd2+的影响[16，37，38]。当土壤处于还原环境（如水分饱和状态或深层土壤），土壤或地下水环境中普遍分布的SO42-转化为S2-，从而使土壤环境中的Cd2+转化为CdS沉淀，降低土壤中Cd2+的含量，土壤对Cd的吸附量增加。当土壤处于氧化环境，S2-转化为SO42-，又可使得CdS沉淀中的Cd2+再次释放到环境中，土壤对Cd2+的吸附量明显减少[39，40]。

3.6 其他影响土壤吸附Cd的因子

影响土壤颗粒吸附Cd2+的因素很复杂，不仅仅是有一个因子作用，往往是由几个或多个因子同时进行作用，且还因土壤自身性质的的差异而不同[41]。土壤颗粒与Cd2+的相互吸附还受到其他的因素的影响。例如，当土壤环境水溶液中的铁、铝、锰离子含量增加，由于竞争吸附的作用，土壤对Cd2+的吸附会明显下降；当土壤中的可溶性硅酸盐增加也会明显增加土壤对Cd2+的吸附做用。此外，土壤中的Cd2+还有可能取代粘土颗粒晶格中的金属离子Cd2+。此外，土壤水分含量也可通过影响土壤氧化还原电位间接改变土壤对于Cd的吸附[16]。

4 结论

土壤颗粒与Cd2+的吸附受到土壤自身性质与土壤水土环境因子的影响。土壤与Cd2+的吸附既有专性吸附也有非专性吸附，吸附规律复杂。目前的研究工作多围绕单土壤单个因子对于Cd2+的吸附作用研究，对于多个离子同时作用影响的研究工作尚少，因此实验结果真实代表性差。在将来的研究工作中，应注重复合因子对于吸附Cd2+的作用影响，并结合相应的数学模拟工具，对土壤中Cd2+的吸附-解吸-迁移工作进行全面研究，为研发修复/钝化土壤中Cd的相关研究提供更全面的理论参数与机理支撑。

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土壤通报范文第8篇

关键词：根际环境；污染土壤；根系；根系分泌物；细菌；菌根真菌；土壤动物

1引言

根际环境是指以植物根系为中心，所形成的含有大量微生物、土壤动物、植物根系及其分泌物，在物理学、化学、生物学特性上而不同于周围土体的微区域环境。根际环境内土壤的重要特征之一就是富有大量的生物，其微生物和原生动物的数量比非根际土壤要多得多.[1]。根际环境内土壤生物学特性在很大程度上取决于植物根系分泌物的性质，一些研究结果表明：根际土壤微生物活性及其群落结构随植物生长发育而变化，对根系生长发育、营养产生很大的影响.[2，3]。正是由于根际环境内这些特殊的特性存在使得污染物在根际环境内表现出特殊的化学行为。

作为植物根系生长的真实土壤环境，根际环境在对污染土壤修复中的作用也不容忽视。近年来重金属和有机污染物对动物、植物及人类的直接的和潜在危害以及被污染环境的综合治理已成为社会各界关注的焦点。生物修复已成为污染生态学和环境生态学研究的热点。存在于土壤中的污染物首先通过根际环境与植物相接触，进而通过植物和根际环境内的生物来降解这些污染物质。根际环境内植物的根及其分泌物和微生物、土壤动物的新陈代谢活动对污染物产生吸收、吸附、降解等一系列活动，在污染土壤修复中起着重要作用.[4]。基于此，本文着重从植物根系和根系分泌物、微生物（细菌、菌根真菌）和土壤动物等方面进行概述，总结了它们在根际环境内对污染土壤修复的重要意义。

2根际环境内植物根系及其分泌物对污染土壤的修复作用

植物根系是土壤食物网的主要基质和能量来源之一，驱动土壤生物、化学和物理过程.[5]。植物根系如同一张“过滤网”，使通过的重金属得到固定并吸附于土壤表面，从而降低重金属在土壤中的生物有效态，达到减轻重金属污染的效果.[6]。植物根系是植物吸收营养物质的重要途径之一，因而也成为污染物质进入植物体内的重要路径。利用植物根系修复污染物正是应用了根系这种“提取能力”，对于富集在植物体内的污染物，通过植物自身的挥发和人为对地上部分的收获达到修复的目的。

2.1植物根系分泌物对重金属污染土壤的修复

植物根系分泌物是植物在生长过程中，根系向生长介质分泌质子和大量有机物质的总称。Mench等的研究表明，根系分泌物各组分（粘胶、高分子、低分子分泌物）均可与重金属发生络合作用，高分子与低分子的络合物可能有助于重金属向根表的迁移，而粘胶包裹在根尖表面，可认为是重金属向根迁移的“过滤器”.[7]。

根系分泌物主要通过活化、螯合、还原等作用来降低根际环境内重金属的有效性和毒性。此外，根分泌物被根际微生物利用，使根际土壤的氧化还原低于非根际土，从而改变根际土壤中变价重金属如Cr、Cu等的形态及有效性.[9]。在重金属等环境胁迫下，植物通过调节根分泌物的成分使根际环境更好的与外界环境相适应。如在铝胁迫下，耐铝植物可通过分泌有机酸，以缓解铝的毒害.[10]。另外，根系分泌物及其分解程度均影响土壤中重金属的吸附-解吸特性，植物根系分泌的新鲜分泌物可减少土壤对重金属的吸附，提高其扩散性 .[11]。

2.2植物根系分泌物对有机物污染土壤的修复

根系分泌物对污染物的降解主要通过酶系统的直接降解和增加微生物的数量和提高其活性的间接降解.[12]。前一种途径已被一些研究所证实，如有毒有机物在外酶的作用下分解为低毒的形态、磷酸酶可降解有机磷杀虫剂 .[13]、植物死亡后释放到土壤环境中的酶还可以继续发挥分解作用。其中尤其植物特有酶对多环芳烃的降解为根际修复的潜力提供了强有力的证据.[14]。根系分泌物通过影响根际土壤中微生物数量和活性来实现有机污染物的修复是主要途径。

3根际环境内微生物对污染土壤的修复作用

根际微生物通常是指细菌、放线菌和真菌（尤以菌根真菌为主）几大类。根际环境内的微生物对污染物具有多种修复手段，有的以污染物为碳源和能源，有的与污染物共代谢，通过代谢过程，这些离子可被沉淀或被螯合在可溶或不溶性生物多聚物上.[15]，进而达到对根际环境内污染土壤修复作用。

3.1根际环境内微生物对重金属污染土壤的修复

细菌对重金属污染土壤的修复主要表现在吸附能力上。尤其集中在汞、铬（Hg、Cr）等方面的研究上，证实了可以降低重金属可移动性和生物有效性，从而对污染土壤起到修复作用。根际环境内有独特的氧化还原电势与溶解氧水平，也为污染物的挥发和还原提供了条件。例如，土壤细菌对无机与有机汞化合物的还原与挥发；铬酸盐的还原与亚砷酸盐的氧化.[16，17]。另外，细菌为了生存在寻找碳源和能源的过程中就会形成一种进化优势——趋化性。细菌趋化性在根际环境内污染土壤的生物修复过程中发挥重要的作用，例如，趋化性可以使降解菌株与污染物紧密接触，解决污染物的生物可利用问题.[18]。

关于菌根真菌对重金属的相对独立吸收作用很早就已经有了研究。如，Cooper和Tinker.[19]采用能区分根系和菌丝的装置，利用同位素示踪技术，演示了内生菌根菌丝吸收、累积和移动.65Zn的过程，表明了菌丝本身能够吸收重金属，这可能促进了根系对重金属的吸收能力。此外，外生菌根真菌还具有它独特的特点——屏障作用，因菌套的形成而较为明显，对重金属起了物理阻碍作用，阻止重金属向植物体内转移.[4]。另外，菌根真菌还通过屏障、螯合以及菌根根际效应来影响微生物活性.[20]等作用，进一步促进污染物的降解和转化。

3.2根际环境内微生物对有机物污染土壤的修复

根际环境内的细菌除了对无机污染物具有独特的降解之外，也对大多数有机污染物进行降解。它们除直接的代谢活动外，还能以根分泌物和根际内有机质为主要营养源，从而具有根际环境外细菌所不具有的降解特点.[4]。Ortega-Calvo等人首次评价了根际环境内细菌的趋化性使根际内降解性细菌数量增加，提高了污染物的生物可利用性，促进了根际内多环芳烃的降解.[21]。

菌根真菌作为根际环境内根系与土壤相接触的重要媒介，在促进有机污染物的降解和转化、促进污染土壤中植物的生长、有机污染土壤的生物修复等方面具有积极的作用.[22]。研究表明，受菌根接种的植物根系对农药的污染有很强的耐受力，菌根通过吸收、积累以及分泌物对农药进行分解、挥发等一系列的作用降低了有机农药的毒害。林先贵等.[23]研究发现了接种VA菌根真菌后，白三叶草的菌根侵染率、生长量和对N、P 元素的吸收量都高于不接种的对照植株。王曙光等.[24]也进一步揭示了 AM真菌的菌丝在酞酸酯的降解和转移过程中起了某些特殊的作用。在对外生菌根真菌的众多研究中，均揭示了其对有机除草剂的降解吸收作用。

4根际环境内土壤动物对污染土壤的修复

目前对于土壤动物修复的概念还没有准确统一的定义。据大量研究表明土壤动物修复技术是利用土壤动物对污染物进行机械破碎、分解、消化和富集以及在土壤中进行的翻耕和穿插等活动影响污染物的迁移和分布，并通过肠道排放的微生物及分泌的酶而使污染物降低或消除的一种生物修复技术.[25]。土壤动物作为土壤中的一份子，它们的活动、生长以及繁殖都与土壤的理化性质息息相关，尤其生活在根际环境内的土壤动物对有机物污染物的机械破碎和分解具有重要的作用。与此同时，大量的肠道微生物及分泌的酶也转移到土壤中来，它们与根际环境内土著微生物一起通过吸收、降解等方式使得污染物浓度降低或消失。

土壤动物生活在土壤环境内，作为土壤污染的一个评价指标.[26]，因此它在一定程度上能够反映土壤的污染状况。在土壤中添加有机氯培养蚯蚓试验中，谢文明.[27]等发现蚯蚓对所加的有机氯农药的富集作用明显。蚯蚓不但富集了重金属，还可以改良土壤，保持土壤的肥力。将蚯蚓应用于污染土壤生态系统的恢复，甚至应用于强化污染土壤生态系统的修复，具有一定的发展潜力，在实际应用当中也有较大的可行性。

除了以捕食和代谢分泌为基础的假说外，土壤动物对微生物群落结构、土壤有机碳、根系生长及植物群落等的影响也将对根际生物修复产生深远的反馈作用.[28]。在今后的研究中应加大土壤动物其它种类，如甲螨、线虫、跳虫等微型和中型土壤动物对土壤污染修复作用研究。

5结语

根际环境内除了上述的生物种群外，还有很多微生物及土壤动物类群，而对于它们在根际污染土壤中修复作用研究的较少。土壤遭受污染是一个十分复杂的过程，不存在相对单一的污染物，几乎都是多种污染物综合污染的结果。生物修复体系中任何单一生物体一般都不具备降解复合污染物整体能力，因此，生物联合修复是必须采用的。修复过程中可以充分发挥各有机体及相互结合产生的修复作用。随着科技的进步根际环境内污染土壤的生物修复技术已经取得很大的发展，但由于受到区域生物特性以及自然环境的限制，还存在着许多局限性。

（1）土壤中根系的形态和根系的构型在污染土壤中的修复作用研究的很少，应加强不同土壤层中根系修复作用的研究。

（2）由于根际环境是动态的、复杂的系统，在营养及重金属等的胁迫条件下，根系分泌物产生的机制以及影响根际环境中其它组成成分的机理需要进一步的研究。

（3）对于轻度污染的土壤，污染物浓度没有达到生物降解的最低含量，迫使生物无法发挥其正常的降解功能，鉴于此，微生物对污染物最低量的降解反应能否进行定量的研究。

（4）微生物对根际内污染土壤的修复受多种因素的影响，如菌株的生存条件、营养条件以及菌株的呼吸活性等，而从这一视角研究的比较少。

（5）土壤动物在对根际内污染土壤修复中的研究报道的很少，大部分都是集中于蚯蚓的修复作用，而应加强对土壤动物其它种类，如甲螨、线虫等微型和中型土壤动物对土壤污染修复作用研究。随着科学技术的发展和对实验条件进一步的精确模拟，很多新的技术和理论也得到了很大的发展，如，分子生物学技术、基因工程理论、重新组建微生物的遗传性状、筛选具有降解多种污染物且降解效率更高的优良菌株及酶系，显然已经成为污染土壤修复研究的热点。通过对以上内容的深入研究，必将促进生物修复技术从实验室走向大田生产应用。

2012年11月绿色科技第11期致谢：感谢在论文的写作过程中由导师朱永恒提供的指导和帮助。

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土壤通报范文第9篇

【关键词】土壤墒情 ， 监测 ， 预报， 抗旱

【 abstract 】 now of the soil moisture at home and abroad to monitoring and forecast of technology is expounded, for all over the monitoring and forecast of soil moisture content, as well as the science, improve the management level of irrigation water to provide the reference.

【 key words 】 the soil moisture content, monitoring, forecast, and drought

中图分类号：S332.4文献标识码：A文章编号：

前言

墒情监测可以为农业结构调整和重要农事活动提供科学的指导和直接的服务。通过土壤墒情监测信息的积累和演变规律的探索，可以为新技术的创新及成果的转化提供丰富的依据。

土壤墒情的含义

墒情，指土壤湿度的情况。土壤湿度是土壤的干湿程度，即土壤的实际含水量，可用土壤含水量占烘干土重的百分数表示，也可以土壤含水量相当于田间持水量的百分比，或相对于饱和水量的百分比等相对含水量表示。

土壤墒情监测的意义

2.1是可以为政府部门准确地引导和组织农民，进行农业结构调整和生产布局，做出科学的宏观决策；

2.2是可以为农技推广部门和农民适时制定和采取补水灌溉及农田蓄水保墒措施．做到因土视墒施肥，为提高旱地补水施肥效益提供科学依据；

2.3是可以因地制宜地指导旱作农业田间基础设施建设，提高国家基本建设投资效益

2.4墒情监测可以为验证国家项目建设投资和农技服务成效提供评价依据。

3.土壤墒情监测点的建立

3.1是按照农业区划、降水量分布、地形地貌、土壤特性、种植制度、农

业生产水平等综合考虑，选择代表性强、采样方便、工作人员责任心强、

农户愿意合作的地方建点。

3.2是旱作农业项目核心示范区必须建点。

3.3是监测点必须保证能3年-5年或更长时期的稳定。

3.4是以省为单位进行网络化布点，以县为单位具体实施。县级布点时也可以建立一个简单的监测网络。

4.土壤墒情观测

土壤墒情就是自然条件下土壤保持的水分量。通常土壤含水量的表示方法有两种：一种是以重量百分数表示土壤含水量；一种是以容积百分数表示土壤含水量，我们通常采用第一种。计算公式如下：

W水重=[（W湿上一W干土)/W干土]×100％

4.1土壤含水量平面测点布设

代表性地块平面布点方法可采用均匀布点法，一般同时设2个采样点，墒情监测站的土壤含水量采用同一平面深度点的均值，采样点之间应保持一定的距离，采样点的位置一经确定，应保持相对稳定，不应做较大的改变，同时应考虑采样位置对周围地貌的代表性。

4.2土壤墒情测定方法

4.2.1采样时段：采样时段按规定3―6月、9―11月每月逢1取样一次，中间间隔10天。另外当一天降雨量达到10cm时则次日取样。

4.2.2采样仪器：采样仪器应选取常用的一种，且观测仪器应保持相对稳定性，不能随便改变观测仪器，并注意保养和维护。

4.2.3土样采取：土样应在同一地点的不同深度上重复取样3次每次取30―509左右。土样装入铝盒前应清除净盒中残留泥土，土样装入铝盒后盖紧盒盖并用布擦净盒外泥土，以保证所采土样的准确性。将铝盒放入塑料袋中、避免阳光曝晒并及时送人室内称重。

4.2.4土样称重：土样称重采用1％的天平，所采土样必须1次全部参加称重，且不可分次或将其中的部分丢弃，称重方法和泥沙称重一样。

4.2.5土样烘干：土样烘干时取掉盒盖，放入烘箱，在10―110℃，持续恒温6―8h。关闭烘箱电源，待冷却后取出盒盖盖好放人干燥器中冷却至常温后再称重。

5.监测分析

5.1土壤水分随降雨量变化

当取样前天气连续几天无雨时，因植株间土壤表面的水分蒸发和作物蒸发使上层土壤含水量减少，形成梯度形式，10cm处的含水量最小，50cm处的含水量最大，20cm处的居中。当取样前最近几天连续有雨或雨量大时，作物根郝吸水层土壤含水量超过了田间持水量时，剩余水量向吸水层以下的土层渗漏，形成倒梯度形式，10cm处的含水量最大，20cm处的次之，50cm处的最小。

5月份降水及墒情观测数据

5.2农田土壤水分的年际变化特征

一般土壤水分随时间的变化具有如下个特点：由于作物需水规律和气候的周期变化，使土壤水分的变化呈周期性；由于某些随机的气候波动，使土壤水分的变化在不同年份的相同阶段并不相同；由于气候的变化或生态环境的变迁，使土壤水分在不同年份呈上升或递减趋势。灌区土壤水分年际间的变化随年际降雨量变动呈周期性变化，降雨量丰富的年份比降雨量少的年份土壤水分含量高。

5.3土壤水分和地下水位的关系

一般地块在冬小麦返青后开始灌溉，且灌溉水量大，地下水位上升，土壤含水量也急剧上升。在夏天雨季时，随降雨量的增多，地下水水位开始上升。土层 的 平 均 含 水 量和地下水保持着同样的变化趋势。但在10月份之后，随着温度的下降，土壤水分保持在一个相对低的稳定状态，此时地下水对它的影响较小。

5.4农田土壤水分的垂直变化特征

土壤水分在各层土壤中的分布，随各层土壤性质、作物根系分布状况和气象因素而变化，不同季节、不同地区土壤水分的垂直分布在同一层次的土壤变化范围不同。表层0-20cm的土壤水分含量变化迅速，20-40cm土壤水分含量稍微低于前者水平，以后各层的土壤水分含量又开始增加，且土壤水分变化速率较慢，土壤水分相对稳定。以图为例，并且由图可知土壤水分变化可分为三个层次。

①表层急变层（10―20cm）。该层受气象因素和耕作措施的影响最为显著，在全年不同时期变化很大。在小麦返青灌水及雨季蓄墒时期最大。

②中间活跃层（20―60cm）。此层为作物根系的主要分布层，也是积蓄降水的主要土壤层次。灌区由于春季降水偏少，主要靠灌溉补充土壤水分，春季底墒的土壤湿度最高。

③底部相对稳定层（60―100cm）。由于作物根系分布愈向下愈少，水分消耗相对减少，降水等气象因子对其影响也不断减小，该层的土壤水分含量一般比上层要高。地下水水位是影响该层土壤含水量的主要因素，地下水水位较浅的站点，该层的土壤水分含量比地下水水位深的站点稍高。

6.土壤墒情预报方法

目前国内外土壤墒情预报研究所采用的方法概括起来可大致分为经验公式法水量平衡法消退指数法土壤水动力学法时间序列法神经网络模型法遥感监测法等几类。

6.1经验公式法

土壤含水量与降雨、气温、饱和差等有着密切的关系。气温从一定程度上反映了地表接受太阳辐射的状况。气温越高，接受的太阳辐射越多，地表蒸发和作物蒸腾都将增加，所以，土壤含水量与气温为负相关。根据水汽扩散理论，地表蒸发与饱和差成正比，饱和差越大，地表蒸发越大，所以土壤含水量与饱和差亦为负相关。康绍忠通过研究发现，时段末土壤含水量与时段初含水量、时段累积降雨量、日平均气温或时段末土壤含水量与时段初土壤含水量、累积降雨量、日平均饱和差具有较好的多元线性关系

6.2水量平衡法

水量平衡法是建立在水量平衡原理之上的：在任意土壤区域，一定时段内进入的水量与输出的水量之差等于该区域内的贮水变化量。

6.3消退指数法

土壤水分状况是由气候、土壤、作物等多种因素综合决定的。土壤水分的减少是由蒸发蒸腾和深层渗漏造成的，除较大降雨或灌溉后短期内有一定量的深层渗漏外，一般情况下下边界水分通量比蒸发蒸腾量要小很多。在土壤水分胁迫条件下，蒸发蒸腾量与土壤贮水量之间近似为线性关系。消退指数法是通过分析消退指数与其影响因素之间的相关关系，建立消退指数与其影响因素间的统计模型，进而对土壤墒情进行预报的方法。

6.4时间序列法

土壤水分随时间的变化具有如下三个特点：其一是由于气候和作物种植等因素的趋势性变化，使其土壤水分的变化在不同年份呈趋势性的上升或下降；其二是由于作物需水规律和气候要素的年周期变化使土壤水分动态呈周期性；其三是由于某些随机性的气候波动，使土壤水分在不同年份的相同阶段并不相同。

7、结语：随着灌溉技术的飞速发展，墒情监测和预报的意义越来越大，而且水资源的缺乏将使水资源成为一种战略资源，对社会经济的发展起着决定性的作用，对灌溉的适时性与适量性提出了更高的要求，即对墒情预报提出了更高的要求这将使土壤墒情的监测和预报成为农业水土工程学科一个重要的发展方面。

参考文献：

[1]张胜平;苏传宝，土壤墒情变化规律及预报模型研究[期刊论文]-西北水资源与水工程

[2]蒋洪庚;夏自强;陈海芳，区域土壤墒情模型研究[期刊论文]-河海大学学报(自然科学版) 2000(05)

土壤通报范文第10篇

关键词：镇赉县；盐碱地；草地；耕地；有机质；改良利用

中图分类号： S158.9 文献标识码： A DOI编号： 10.14025/ki.jlny.2016.09.031

土壤有机质是土壤中含碳的有机化合物，是固态土壤重要的组成部分，是体现土壤肥力的重要指标，土壤有机质影响土壤的形成和性质。随着当今社会人口增加与土地减少，盐碱地作为稀缺土地资源也越发被人们所重视，有机质含量对于盐碱地的开发利用具有十分重要的意义。

1 材料与方法

供试土壤采自镇赉县。镇赉县位于吉林省白城市的北部，春季多风少雨，夏季炎热且雨量集中，秋季西风强且昼夜温差大。冬季寒冷、干燥、降水量少。年平均气温4.9℃，年平均降水量402毫米，年平均无霜期152天，全年盛行北风，年平均风速3.1米每秒。镇赉县土壤主要以盐碱地为主。共取各类土壤样品150个，土壤样品可以代表该地区土壤所有类型；其中75个样品采自土壤表层（0～20厘米），另75个样品采自亚表层（20～40厘米）的土壤；其中旱田采样点35个，水田采样点11个，草地采样点20个，盐碱地采样点9个。土壤有机质，按NY/T 1121.6 规定的方法测定。

2 结果与讨论

从表1可以看出，镇赉县土地土壤有机质含量比较低，不同利用方式之间有机质含量差异比较明显，而同一种类型的土壤有机质含量也有比较大的差异，四种利用方式之间表层土壤有机质均高于亚表层有机质含量，旱田和水田的表层和亚表层有机质含量差异不明显，草地的表层土壤有机质明显高于亚表层土壤，旱田和水田的有机质含量较高，草地的有机质含量稍低于耕地的有机质含量，而的盐碱地土壤有机质含量明显低于有植被存在的有机质含量，草地作为耕地和盐碱地之间的过渡地带，有很大潜力被开发利用成耕地，对该区域土壤的改良利用，对有植被生长的土壤进行培肥，增加其有机质含量。

3 结论

镇赉县盐碱地土壤有机质含量普遍偏低，应对该地区土壤进行培肥，增加有机质含量，不经改良培肥不宜开垦为耕地。草地则具备改良成耕地的潜力。

参考文献

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