土壤的特征精選(九篇)

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第1篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：湖北省;農(nóng)區(qū);土壤養(yǎng)分;空間變異。

中圖分類號：S158.3 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）23-5683-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.23.017

土壤肥力作為土壤質(zhì)量狀況的一個重要指征，是維持土壤生產(chǎn)力、保障動植物健康的重要因素。土壤肥力受母質(zhì)[1，2]、地形[3]、氣候等自然因素和耕種、施肥、灌溉等人類活動[4，5]的影響，一直處于動態(tài)的變化之中，了解掌握土壤肥力及其演變規(guī)律，已成為農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的研究熱點[6，7]。但在一定的區(qū)域范圍內(nèi)，由于氣候、耕作管理等比較一致，土壤特性的空間變異將趨于緩和，由母質(zhì)引起的空間變異會逐步減小[8]。

地統(tǒng)計學(xué)（Geostatistics）[9-11]是基于20世紀50年代礦藏勘察中使用的空間估值方法，由法國統(tǒng)計學(xué)家Matheron總結(jié)提出的區(qū)域化變量估算理論。20世紀80年代以來，利用地統(tǒng)計學(xué)方法來研究土壤特性及空間變異，已成為土壤科學(xué)研究的熱點[12，13]。本研究采用地統(tǒng)計學(xué)方法，研究湖北省主要農(nóng)區(qū)耕地土壤養(yǎng)分狀況及空間變異特征。

1 材料與方法

1.1 調(diào)查地域的確定

湖北省的江漢平原、鄂中丘陵和鄂北地區(qū)等幾個區(qū)域為湖北省糧棉油重要產(chǎn)區(qū)，其面積占湖北省耕地總面積的70%左右，選擇上述3個區(qū)域作為全省主要農(nóng)區(qū)開展調(diào)查研究，其中江漢平原以潛江市作為代表，鄂中丘陵以荊門市掇刀區(qū)和東寶區(qū)作為代表，鄂北地區(qū)以棗陽市和宜城市作為代表。

1.2 樣品取樣與測試

土壤樣品的采集依據(jù)國家測土配方施肥項目的要求進行。樣品的采集需考慮耕作特性、種植作物、輪作制度、施肥習(xí)慣、土壤類型、水分狀況等因素，力求具有代表性，每樣點代表面積平原為6.7～13.3 hm2，丘陵為2.0～5.3 hm2。

土壤樣品采用以下方法分析：pH測定采用水土比5∶1、pH計法，有機質(zhì)測定用重鉻酸鉀容量法，全N測定采用凱式消煮法，全P測定采用堿溶-鉬銻抗比色法，全K測定采用堿溶-火焰光度計測定法，堿解N測定采用堿解擴散-半微量滴定法，速效P測定采用碳酸氫鈉提取-鉬銻抗比色法，速效K測定采用乙酸銨提取-火焰光度計法，有效Fe、Mn、Cu、Zn、B測定采用DTPA混合提取劑提取-原子吸收分光光度法[14]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計處理采用SPSS 13.0軟件和Excel 2003進行處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤常規(guī)養(yǎng)分的空間變異

對當(dāng)前湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤養(yǎng)分狀況采用地統(tǒng)計學(xué)的方法進行描述性統(tǒng)計，統(tǒng)計分析結(jié)果見表1。統(tǒng)計中，為了解各土壤養(yǎng)分含量的偏移程度，引用了偏移度P的概念[15-17]，其是指中值偏斜程度，用百分數(shù)表示。即：

P=（V-M）/V×100%，式中，V為平均值，M為中值。

P值以5%為臨界值，大于5%為偏斜，小于5%為不偏斜。

統(tǒng)計結(jié)果（表1）表明，土壤pH、OM（有機質(zhì)）、全N、全P、全K和堿解N為不偏斜養(yǎng)分，速效P、速效K為偏斜養(yǎng)分。但各區(qū)域的表現(xiàn)并不完全一致，江漢平原的pH、全N、全P、堿解N為不偏斜養(yǎng)分，OM、全K、速效P、速效K為偏斜養(yǎng)分。鄂中丘陵pH、有機質(zhì)、全N、全K、堿解N為不偏斜養(yǎng)分，全P、速效P、速效K為偏斜養(yǎng)分。鄂北地區(qū)pH、有機質(zhì)、全N、全K、堿解N、速效K為不偏斜養(yǎng)分，而全P、速效P為偏斜養(yǎng)分。

當(dāng)某一土壤養(yǎng)分含量的分布服從正態(tài)分布時，中值即等于平均值。從偏移養(yǎng)分的矢量及絕對值上看，絕大部分偏移的養(yǎng)分均為負偏斜，即平均值大于中值，平均值是中值的1.1～1.5倍，表明絕大部分養(yǎng)分指標偏移并不十分明顯。但速效P的偏移較明顯，尤其是江漢平原和鄂北地區(qū)，偏移在15%以上。

各土壤養(yǎng)分含量中，按變異強度劃分[18]，pH、OM、全N、全P，全K、堿解N、速效P、速效K均為低或中等變異養(yǎng)分，其中以速效P變異最大，最大值是最小值的417倍。同時三大農(nóng)區(qū)差別也各不相同，江漢平原也是除pH為變異養(yǎng)分外，其他如OM、全N、全P，全K、堿解N、速效P、速效K均為低或中等變異養(yǎng)分，其中以速效P變異最大;鄂中丘陵pH、OM、全N、全P、全K、堿解N、速效P、速效K均為低或中等變異養(yǎng)分，其中以全P變異最大;鄂北地區(qū)則是pH為弱變異養(yǎng)分，OM、全N、全P、全K、堿解N、速效P、速效K均為低或中等變異養(yǎng)分，其中也是速效P變異最大。

綜合全省的結(jié)果來看，pH變異中等，變異最大的養(yǎng)分因子是速效P。說明土壤中磷肥易被土壤吸附固定，且不易淋失，具有殘存效應(yīng)，在不同土壤環(huán)境中表現(xiàn)差異很大。這與池富旺等[19]、趙莉敏等[20]的觀點是一致的。

為了解湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤養(yǎng)分的豐缺狀況，參考魯劍巍[21]的標準，對能較好反映土壤肥力狀況的OM、全N、堿解N，速效P、速效K等5項指標進行了頻數(shù)統(tǒng)計（圖1）。從頻數(shù)分布圖上可以看出，pH、OM、全K基本呈正態(tài)分布，全N、全P以及速效養(yǎng)分（堿解N、速效P、速效K）都呈非正態(tài)分布。

總體上，全省主要農(nóng)區(qū)土壤常規(guī)8項養(yǎng)分中，pH、OM為穩(wěn)定性養(yǎng)分因子，而由于重要的三大肥料元素氮、磷、鉀的影響，土壤速效養(yǎng)分堿解N、速效P、速效K變異均較大，呈非正態(tài)分布，表現(xiàn)出明顯的負偏峰分布特征。尤其是速效P、速效K，區(qū)域內(nèi)養(yǎng)分測定值相差很大，最大值是最小值的240～4 167倍，多數(shù)樣本的測定值處于平均水平以下。表明速效養(yǎng)分與地域特點、人為耕作活動相關(guān)，尤其是施肥習(xí)慣，但仍需進一步研究。

圖1結(jié)果還表明，有89.4%點位的土壤有機質(zhì)處于中等或豐富狀況，97.3%的土壤全N處于中等或豐富狀況，但堿解N則僅48.9%處于中等或豐富狀況，缺乏的比例占51.1%;速效P有44.4%處于中等或豐富狀況，缺乏的比例占55.6%;速效鉀有64.4%處于中等或豐富狀況，缺乏的比例占35.6%。說明湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤有機質(zhì)和全氮還是較為豐富的，但超過50%的田塊堿解N和速效P處于缺乏的狀態(tài)，速效鉀缺乏、中等和豐富的比例各約占1/3。

2.2 土壤微量元素的空間變異特征

采用地統(tǒng)計學(xué)的方法，對湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤中主要微量元素的含量進行描述性統(tǒng)計，統(tǒng)計分析結(jié)果見表2。

統(tǒng)計分析結(jié)果表明，有效Fe、Mn、Cu、Zn、B均為偏斜養(yǎng)分。但各區(qū)域的表現(xiàn)并不完全一致，江漢平原的有效Fe、Cu、Zn為不偏斜養(yǎng)分，有效Mn、B為偏斜養(yǎng)分，鄂中丘陵有效Fe、Mn、Cu、Zn、B均為偏斜養(yǎng)分。鄂北崗地有效Mn、B為不偏斜養(yǎng)分，而有效Fe、Cu、Zn為偏斜養(yǎng)分。

從偏移養(yǎng)分的矢量上看，絕大部分呈偏移的養(yǎng)分均為負偏斜，即平均值大于中值，江漢平原鄂北地區(qū)各養(yǎng)分偏移并不十分明顯，但鄂中丘陵的有效Fe、Mn、Zn偏移較明顯。

各土壤微量元素養(yǎng)分含量中，變異系數(shù)均較大，有效Fe、Mn、Cu、Zn、B均為中等變異養(yǎng)分，但三大農(nóng)區(qū)間也有差異。江漢平原有效Fe、Mn、Cu、Zn、B為低等變異養(yǎng)分;鄂中丘陵和鄂北地區(qū)有效Fe、Mn、Cu、Zn、B均為低或中等變異養(yǎng)分。

從頻率（圖2）上看，有效Cu和有效硼B(yǎng)基本服從正態(tài)分布，偏移較小。有效Fe的含量比較集中，有63.3%的樣本含量集中在20～59.9 mg/kg之間;有效Mn和有效Cu的含量基本集中在中等及以上范圍;從變異情況看，有效Mn的變異很大，最大值是最小值的575倍。整體上，有效鐵、有效硼較為缺乏，有效錳和有效銅較為豐富，有效鋅為中等水平。

3 結(jié)論

1）當(dāng)前湖北省主要農(nóng)區(qū)耕地土壤養(yǎng)分狀況，存在較大的空間變異，常規(guī)8項養(yǎng)分指標中，pH、有機質(zhì)、全N、全P、全K、堿解N、速效P、速效K都表明出明顯的空間變異性。整體上，全省土壤pH變異最小，變異最大的是速效P。

2）湖北省主要農(nóng)區(qū)耕地土壤養(yǎng)分中，pH、有機質(zhì)、全K服從正態(tài)分布，速效養(yǎng)分（堿解N、速效P、速效K）都呈非正態(tài)分布;土壤常規(guī)8項養(yǎng)分指標中，pH、有機質(zhì)、全K為穩(wěn)定性養(yǎng)分因子，而土壤速效養(yǎng)分堿解N、速效P、速效K均變異較大，最大值是最小值的240～4 167倍，呈非正態(tài)分布。湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤有機質(zhì)和全氮較為豐富，但超過50%的農(nóng)田堿解N和速效P處于缺乏的狀態(tài)。

3）主要微量元素方面，有效鐵、有效錳、有效銅、有效鋅、有效硼均為低、中等變異養(yǎng)分，但各區(qū)域的變異表現(xiàn)并不完全一致。全省整體上，有效鐵、有效硼較為缺乏，有效錳和有效銅較為豐富。

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第2篇：土壤的特征范文

Christian：不是第一次來，我這是第三次來到中國，但做評委是第一次。

《酒世界》：作為評委，如何評價這次大賽？

Christian：很開心中國舉辦這樣的高水平的比賽，我們可以看到來自世界各個不同產(chǎn)區(qū)的酒出現(xiàn)在這里。以產(chǎn)區(qū)為依托，通過比賽的形式來展現(xiàn)葡萄酒風(fēng)土，是一個非常有創(chuàng)造性并且極具推廣價值的比賽。

《酒世界》：您在兩天的時間里也嘗到了很多中國制造商生產(chǎn)的酒，如何評價？

Christian：我嘗到了很多很不錯的酒，有些酒讓人印象深刻，比如長城、香格里拉，還有一些酒來自于中國西部，我記不起它們的品牌。

《酒世界》：您的產(chǎn)品（艾美拜爾晚摘甜白瓊瑤漿）在去年的葡萄酒質(zhì)量產(chǎn)區(qū)大賽中獲得了冠軍，您自己如何評價這款獲獎產(chǎn)品？

Christian：我得說這是一款非常了不起的產(chǎn)品。首先阿爾薩斯地區(qū)非常適合瓊瑤漿、雷司令這種白葡萄的生長，而且阿爾薩斯地區(qū)的生產(chǎn)者比較擅長用晚摘的葡萄生產(chǎn)特點的干型或甜型白葡萄酒；當(dāng)然，最重要的是2007年對阿爾薩斯而言是一個非常不錯的年份，非常適合釀造這種類型的葡萄酒。而對我們酒莊而言，2007年其實是一個里程碑式的年份。

《酒世界》：獲獎后對產(chǎn)品銷售有沒有產(chǎn)生什么影響？

Christian：是的，可以說去年的獲獎改變了很多東西。因為在去年拿到大賽的全場冠軍后，不止是中國媒體，法國媒體也做了很多報道。銷售方面不止是中國市場，法國市場還有不少海外市場也發(fā)生了很大變化，比如美國市場，酒莊的權(quán)甚至引起了很多酒商的爭奪。

《酒世界》：您從1997年起開始管理酒莊，到現(xiàn)在16年間酒莊獲得了很多榮譽，您覺得一個好的釀酒師應(yīng)該如何來平衡品質(zhì)和市場之間的關(guān)系？

Christian：我們酒莊并不是一個很大的酒莊，我見證了酒莊近年來的發(fā)展。首先我會挑選最好的葡萄來釀酒，這一點其實很重要；另外最重要的我覺得，釀酒師不應(yīng)該是酒莊里的“皇帝”，應(yīng)該更多地走出去，去市場其他不同的產(chǎn)區(qū)、國家，多去交流。我每隔幾個月都會去全球各產(chǎn)區(qū)和市場去和同行、消費者溝通交流，這樣才能更好地把握品質(zhì)和市場之間的平衡。

《酒世界》：您即是酒莊的擁有者，同時也是釀酒師，能不能談?wù)劙腊轄栠@個酒莊與眾不同之處，以及您的釀酒理念？

Christian：艾美拜爾在阿爾薩斯的中心位置，酒莊的歷史最早可以追溯到1580年，我是家族的第十四代傳人，我還在種植我的父輩祖父輩的葡萄園，與此同時，我們家族也在不斷購買當(dāng)?shù)乇容^適合的優(yōu)質(zhì)葡萄園。這些葡萄園都擁有非常適合葡萄生長的土壤。

說到釀酒理念，我覺得如實地去反映葡萄園的土壤特征其實是最佳的釀酒方法。這也是為什么我們酒莊目前在做一個關(guān)于有機葡萄酒的大項目，我希望釀酒過程中盡量減少技術(shù)方面的干擾。

《酒世界》：艾美拜爾的出口情況如何？除了中國，哪些國家占的海外份額比較多？

Christian：除了歐洲一些國家，美國和日本是我們重要的海外市場。我們出口量并不大，每年只有幾萬瓶，但在這些市場上都獲得了很好的口碑。雖然中國市場是以紅葡萄酒的消費占主導(dǎo)，但我們的白葡萄酒依然受到很廣泛的歡迎，我們也會加大對中國市場的投入和宣傳。

第3篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：Cd；灌溉水；土壤；化肥；作物

中圖分類號：O657.31 文獻標識碼：A 文章編號：0439—8114（2012）19—4222—04

鎘（Cd）是一種具有極高生物毒性的重金屬元素，可以在土壤中積累和在作物體內(nèi)殘留，通過食物鏈進入人體并在體內(nèi)蓄積，從而對人體造成潛在危害[1]。許多科研工作者對Cd污染進行了相關(guān)研究，但針對灌溉水—土壤—化肥—作物生態(tài)系統(tǒng)中Cd分布規(guī)律的研究很少[2，3]。本研究以川中丘陵區(qū)內(nèi)江市雙橋鄉(xiāng)為研究區(qū)域，調(diào)查分析Cd在研究區(qū)灌溉水、水底泥、表層耕作土壤、土壤剖面、化肥以及不同作物中的分布特征，旨在為川中丘陵區(qū)耕作土壤Cd污染防治和合理調(diào)整農(nóng)業(yè)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)提供科學(xué)參考。

研究區(qū)位于川中典型丘陵區(qū)內(nèi)江市東興區(qū)雙橋鄉(xiāng)（104°50′—105°25′ E，29°26′—29°50′ N），全區(qū)幅員面積118 100 hm2。地形地貌以中、淺丘為主，中、淺丘占幅員面積的83.15%。地勢東北高，西南低，多數(shù)地帶海拔在350～400 m之間，相對高差20～80 m。巖石以沉積巖、頁巖為主，易風(fēng)化。土壤類型以紫色土、水稻土為主，紫色土、水稻土各占幅員面積的52.53%和45.82%。土壤pH值多呈中性，少數(shù)呈酸性。氣候?qū)僦衼啛釒駶櫄夂颍话隳曜罡邷囟?7.6 ℃，最低溫度—1.2 ℃，年平均氣溫17.7 ℃，年平均空氣相對濕度83%，年平均日照時間1 223.1 h，年降水量1 106.9 mm[4]。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

表層土壤樣品采樣深度為地表0—20 cm土柱。表層土壤樣品采集密度平均為16點/km2，在采樣點周圍20 m半徑范圍內(nèi)采集5個點的土柱組合為1個樣品，共采集土壤樣品225個。樣品干燥后用20目尼龍篩過篩，采用對角線折疊法拌勻后裝瓶待測[5]。

土壤垂向剖面樣品采樣深度為地表0—80 cm土柱，剖面樣品按土壤發(fā)生層每20 cm連續(xù)采集。采樣層位置分別為剖面深0—20 cm 的耕作層、20—40 cm 的犁底層、40—60 cm 的老耕層、60—80 cm的古耕層。共采集24處耕作土壤垂向剖面，樣品96個，剖面包括了研究區(qū)主要用地類型（水田、蔬菜地、林地、果園和旱地）（圖1）。

分別采集了研究區(qū)灌溉水、底泥樣品5件（圖2），以及當(dāng)?shù)剞r(nóng)民習(xí)慣并經(jīng)常使用的礦物質(zhì)肥料4件。

共采集作物樣品67個，其中包括水稻24個、柑橘21個、旱地玉米22個、花生20個。分別采集根部和果實，采集后裝入塑料袋中，密封以防止水分蒸發(fā)。柑橘果實樣品取回后用自來水反復(fù)清洗，去除附表泥土后用去離子水反復(fù)漂洗、晾干，四分法縮分，再切成小塊，勻漿待測。水稻和玉米、花生樣品取回后在實驗室風(fēng)干脫粒，用四分法縮分至100 g后，再用瑪瑙球研磨機去殼， 再粉碎磨細，粉末過0.5 mm篩后待測[6]。

1.2 樣品分析方法

土壤樣品中重金屬Cd采用原子吸收法進行測定[6]。稱取經(jīng)勻漿后的柑橘樣品210 g放于聚四氟乙烯高壓罐內(nèi)，加硝酸和過氧化氫（30%） 浸泡過夜，并放入恒溫干燥箱120～140 ℃保持4 h，取出冷卻至室溫后，過濾轉(zhuǎn)移至容量瓶，用石墨爐原子吸收分光光度法測定。水稻、玉米、花生采用干灰化法將樣品制成待測液，用石墨爐原子吸收分光光度法測定。

為了說明土壤重金屬的含量對農(nóng)作物重金屬含量的直接影響，引用農(nóng)作物可食部分的生物富集系數(shù)來描述水稻與根系土之間的相關(guān)性特征[7]。計算公式為：

生物富集系數(shù)（CFi）=（Cb/Cc）×100%

式中，Cb為生物體中的元素濃度；Cc為根系土壤中的元素濃度。

2 結(jié)果與分析

2.1 灌溉水、水底泥Cd含量

研究區(qū)灌溉水pH在6.9～7.3之間，平均為7.1，Cd含量在0.36～1.30 μg/g，平均值為0.53 μg/g，符合國家農(nóng)用灌溉水標準。灌溉底泥Cd含量在0.24～0.86 μg/g， 平均值為0.39 μg/g，符合農(nóng)用污泥中污染物控制標準值（GB 4284—1984）（pH≥6.5）。

2.2 表層土壤Cd含量

由表2可見，研究區(qū)表層土壤Cd含量范圍在0.239～0.528 μg/g， 平均含量為0.36 μg/g，高于成都經(jīng)濟區(qū)土壤背景值44%，變異系數(shù)為14%，說明該地區(qū)Cd在土壤表層中含量分布不均，土壤受人類活動影響有一定程度的Cd積累；K1=1.400反映研究區(qū)土壤中Cd元素含量相對于成都經(jīng)濟區(qū)土壤Cd背景有富集；K2=1.458，是研究區(qū)表層土壤中Cd元素的平均含量與深層樣中相應(yīng)值之比，表明Cd元素在表層土壤中有一定富集；有98.8%的樣點存在Cd污染。

2.3 土壤剖面Cd垂直分布特征

從剖面各層Cd含量來看，在耕作層、犁底層、老耕層、古耕層總體Cd含量呈遞減趨勢，耕作層Cd含量最高（表3，圖3）。這表明Cd在該地區(qū)表層土壤中富集，隨著土壤深度的增加，含量有下降的趨勢，且在土壤深部Cd元素含量變化幅度較小。深層土壤中元素含量基本代表了自然成土過程中元素的背景，而地表土壤中元素含量增加部分與人類活動有密切關(guān)系。且土壤剖面中有95.6%的樣點存在Cd輕度污染。

2.4 化肥中Cd元素含量

研究區(qū)化肥中Cd元素含量范圍1.75～1.87 μg/g，平均值為1.81 μg/g，遠遠高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級、二級和三級標準（表4）。由于當(dāng)?shù)剞r(nóng)民習(xí)慣施用過磷酸鈣，而磷肥中Cd含量較高，根據(jù)調(diào)查當(dāng)?shù)剞r(nóng)民每年施用過磷酸鈣數(shù)量平均達200 kg/hm2，可以折算出過磷酸鈣Cd元素年施入量為0.543 g/hm2，說明當(dāng)?shù)厥┯梅柿吓c土壤Cd污染有一定聯(lián)系。

2.5 作物中Cd元素含量

不同作物根部和果實對Cd的吸附和富集作用差異明顯（表5）。作物根部土平均Cd含量為0.410～0.439 μg/g，變化幅度較小，但均高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準（按pH值中性范圍進行評價）。Cd含量排序為：Cd花生根土>Cd水稻根土>Cd柑橘根土>Cd玉米根土，花生對Cd的吸附作用比較顯著，并且水稻根土、玉米根土、花生根土和柑橘根土Cd含量分別是其果實Cd含量的62.3、136.7、3.7、23.3倍，可見作物根土都受到Cd元素污染，根土Cd含量大于果實含量，說明作物主要通過根系吸收土壤中的Cd，并向果實運輸。

4類作物果實中Cd含量平均值則都小于國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標準，果實中Cd平均含量在0.003～0.118 μg/g，含量順序為Cd花生>Cd柑橘>Cd水稻>Cd玉米，說明玉米和水稻子實對Cd吸收較少，而花生中Cd含量相對較高，生物富集系數(shù)排序CFCd花生>CFCd柑橘>CFCd水稻>CFCd玉米，表明了花生對Cd元素的吸附能力較強，玉米和水稻對Cd富集作用小。

3 小結(jié)與討論

研究區(qū)灌溉水Cd含量平均值為0.53 μg/g，符合國家農(nóng)用灌溉水標準。灌溉底泥Cd含量平均值為0.39 μg/g，符合農(nóng)用污泥中污染物控制標準（GB 4284—1984，pH≥6.5）。

表層土壤Cd平均含量為0.36 μg/g，比成都經(jīng)濟區(qū)土壤背景值高44%，另外，95.6%的表層土壤和土壤剖面樣點存在Cd污染。表層土壤中Cd元素有一定積累，Cd含量在耕作層、犁底層、老耕層、古耕層總體呈遞減趨勢，在耕作層含量最高。

研究區(qū)化肥中Cd元素平均值為1.81 μg/g，高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量三級標準。

作物根土平均Cd含量為0.410～0.439 μg/g， 高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標準。作物果實Cd含量平均值都小于國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標準，果實中Cd平均含量在0.003～0.118 μg/g，順序為Cd花生>Cd柑橘>Cd水稻>Cd玉米，生物富集系數(shù)排序CFCd花生>CFCd柑橘>CFCd水稻>CFCd玉米，花生Cd富集系數(shù)最高，玉米富集作用最小。

灌溉水和研究區(qū)表層土壤和土壤剖面各層Cd污染關(guān)聯(lián)不密切，當(dāng)?shù)剞r(nóng)民習(xí)慣施用過磷酸鈣等化肥與土壤Cd污染有緊密聯(lián)系。研究區(qū)農(nóng)業(yè)種植應(yīng)科學(xué)施肥，大量增加有機肥的使用，施用堆肥、植物秸稈等有機肥可增加土壤有機質(zhì)，從而增加土壤膠體對重金屬和農(nóng)藥吸附能力。同時有機質(zhì)又是還原劑，可以促進土壤中Cd形成CdS沉淀。

農(nóng)作物果實中含Cd量主要由根從土壤中吸收而來，花生、水稻根系對Cd有明顯的吸附作用，而玉米、水稻從根到果實Cd遷移性小，但仍有一定富集效應(yīng)，花生果實富集效果最明顯。因此在研究區(qū)大面積土壤存在Cd污染下，當(dāng)?shù)貞?yīng)有針對性地選種抗污染農(nóng)作物品種，改善種植結(jié)構(gòu)。玉米、水稻吸附Cd量相對較少，果實中Cd含量相對較少，適宜種植，花生果實富集效果明顯，要減少播種面積或不種植。

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第4篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞 田七；土壤肥力；差異性；分析，廣西靖西

中圖分類號 S158.2 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2016）08-0194-03

Abstract The soil fertility condition in 9 acquisition points of 3 different Panax notoginseng cultivation areas（Xinjia Township，Huatong Township and Wupin Township） in Jingxi County were analyzed.The results showed that there existed certain different index soil fertility in Panax notoginseng cultivation areas of Jingxi County.The indexes of Acid reflection（pH value） of Panax notoginseng cultivation were from 4.69 to 5.16.The indexes of organic material and available potassium were from intermediate to abundance.Available phosphorous was in a abundance condition（52.37～89.52 mg/kg）.The distribution of available nitrogen was inhomogeneous，from shortage to intermediate（33.6～92.4 mg/kg）.In different regions，3 districts existed not really obvious differences.On the whole，the comprehensive soil fertility of Xinjia Township was better than that of Huatong Township，that of Wupin Township was a bit worse.

Key words panax notoginseng；soil fertility；difference analysis；Jingxi Guangxi

田七又名三七，起源于2500萬年前的第三紀，原系山野自生，后為我國古代勞動人民發(fā)現(xiàn)和采用，并發(fā)展為人工栽培[1]。靖西栽培田七已有400多年的歷史。靖西所產(chǎn)的商品田七個頭大、堅實、不空心，質(zhì)量優(yōu)，有“鐵皮銅心”之稱，形成了具有地方特色的“田七”藥材，在國內(nèi)外市場上享有很高聲譽。20世紀70―80年代，靖西縣田七盛譽之隆，海內(nèi)無匹，靖西也因此被國家授予“田七之鄉(xiāng)”稱號[2]。但是，隨著經(jīng)濟的發(fā)展，以及愛人為過度干擾的影響，田七種植區(qū)生態(tài)環(huán)境受到一定的威脅，不同種植區(qū)顯示不太一樣的理化性狀，田七質(zhì)量也存在一定的差異，因此，研究田七種植區(qū)土壤理化形狀的差異，對研究田七的種植 條件及生態(tài)保護具有一定的意義。本研究以靖西縣的新甲鄉(xiāng)、武平鄉(xiāng)、化垌鄉(xiāng)的田七園為研究區(qū)域，以土壤養(yǎng)分因子為研究對象，對田七園進行分析和研究。

1 研究區(qū)域概況

1.1 地理位置

靖西縣位于祖國西南邊陲，南與越南接壤，位于東經(jīng)105°56′～106°48′、北緯22°51′～23°34′，東與天等、大新縣接壤，南與越南高平省毗鄰，西連那坡縣，北接百色右江區(qū)、云南省富寧縣，東北緊靠德?？h[1]，是大西南通往東南亞各國的重要陸路通道之一，具有優(yōu)越的沿邊優(yōu)勢。

1.2 氣候概況

靖西縣地處云貴高原與廣西丘陵的過渡地帶，山峰海拔在800～1 300 m之間，石灰?guī)r廣布，喀斯特地貌發(fā)育，土層淺薄。屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，熱量豐富，>10 ℃的年活動積溫達6 000 ℃以上。由于受到海拔等因素的影響，氣溫變化小，夏無酷暑，冬無嚴寒，年平均氣溫19.1 ℃，最熱的7月平均溫度在25 ℃左右，最冷的1月平均溫度在15 ℃左右，四季如春，素有氣候“小昆明”之稱[2]。降水豐富，但季節(jié)分布不均；年均降雨量在1 685 mm[3]，降雨主要集中在5―9月的雨季，大約占全年降雨量的70%[4]。

1.3 社會經(jīng)濟發(fā)展現(xiàn)狀

在良好的自然環(huán)境下，孕育了靖西大果山楂、大香糯、大肉姜、大麻鴨、五趾蛤蚧、茴油、茶葉、金銀花、田七等名優(yōu)特色農(nóng)產(chǎn)品。近年來，靖西全力打造“壯藥之都”，誠招各地客商前來發(fā)展中草藥產(chǎn)業(yè)，激發(fā)了靖西群眾仿野生種植中草藥熱情。靖西整合縣發(fā)改、扶貧、林業(yè)、民族等部門資金，加大對田七種植的扶持力度：對田七種植直補6萬元/hm2；優(yōu)質(zhì)育苗基地的田七苗出售給本縣境內(nèi)種植戶的，給予每株0.2元的育苗補助；愿意貸款的，給予貸款貼息等。2012年以來，根據(jù)田七喜陰的生長特性，在不破壞當(dāng)?shù)厝魏紊鷳B(tài)環(huán)境的情況下，靖西縣五嶺林場投入資金150萬元，建立逾2.67 hm2標準化林下田七種植基地。靖西與廣西藥用植物園達成“萬畝林下田七種植”共識，先后在新靖鎮(zhèn)、龍臨鎮(zhèn)、武平鄉(xiāng)、祿峒鎮(zhèn)建設(shè)4個示范基地。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)域的選取

通過研究相關(guān)文獻資料，筆者分別在新甲鄉(xiāng)的垌平村、大進村、福英村，武平鄉(xiāng)的立錄村、多納村、安本村，化垌鄉(xiāng)的五權(quán)村、民強村、力行村等每個鄉(xiāng)選取3個村，每個村選取具有代表性的3個采樣點進行土樣采集，區(qū)域分布如圖1所示。

2.2 土壤樣品的采集與制備

依據(jù)田園的形狀及大小，采用梅花形及蛇形采樣的方法，采集0～20 cm深的土壤。風(fēng)干后過篩備用。

2.3 測定指標與方法

土壤酸堿度的測定采用電位法[3]；土壤有機質(zhì)的測定采用稀釋熱法[5]；土壤質(zhì)地的測定采用比重計法[5]；土壤堿解氮的測定采用擴散法[5]；土壤速效鉀的測定采用比濁法[5]。

2.4 土壤養(yǎng)分分級指標

根據(jù)土壤值劃分的酸堿度標準見表1。

田七種植地土壤養(yǎng)分含量指標的豐缺至今沒有相關(guān)標準，經(jīng)過查閱相關(guān)文獻[6-8]，并結(jié)合全國第二次土壤普查的標準、綠色食品產(chǎn)地土壤肥力等[9]，制定了田七種植地土壤養(yǎng)分初步分級標準，具體見表2。

2.5 土壤肥力的評價方法

按照《第二次全國土壤普查暫行技術(shù)規(guī)程》[10]進行評價，結(jié)果見表 3。

3 結(jié)果與分析

3.1 田七種植區(qū)土壤肥力現(xiàn)狀分析

3.1.1 土壤的pH值狀況。土壤酸堿度能直接影響作物的生長和代謝，又能影響?zhàn)B分的有效性[11]；任何植物的生長都要有適合的酸堿度，通過對3個田七種植地的土壤酸堿度調(diào)查發(fā)現(xiàn)，不同種植地的土壤pH值的差異不大，pH值分布范圍為4.69～5.16，平均為4.89，變異系數(shù)較小，為3.14%，所調(diào)查的各種植地土壤的pH值大致相同，皆為強酸性土壤（表4）。

3.1.2 土壤養(yǎng)分狀況。土壤堿解氮能反映出土壤近期內(nèi)氮素供應(yīng)情況，所以又稱為土壤有效氮。土壤堿解氮的含量對了解土壤的供氮能力，指導(dǎo)合理施肥具有一定意義。經(jīng)過對3個田七種植田土壤的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，土壤堿解氮范圍在33.6～92.4 mg/kg之間，變幅較大，其中化垌鄉(xiāng)的最高，武平鄉(xiāng)的最低，均值為75.02 mg/kg，變異系數(shù)為28.36%；所調(diào)查地土壤養(yǎng)分中的堿解氮含量不足；土壤有機質(zhì)是土壤肥力的主要物質(zhì)基礎(chǔ)之一，有機質(zhì)含量的高低，在一定程度上反映土壤肥沃度[11]。對不同3個田七種植地的土壤有機質(zhì)狀況調(diào)查分析發(fā)現(xiàn)，各地土壤有機質(zhì)含量差異顯著，含量分布在23.94～40.73 g/kg之間，均值為31.74 g/kg，變異系數(shù)較大，為20.51%，其中土壤有機含量最高的是新甲鄉(xiāng)，為40.73 g/kg，最低的是武平鄉(xiāng)為23.94 g/kg；所調(diào)查地土壤有機質(zhì)適度，能夠滿足田七的生長需要。

鉀是作物的品質(zhì)元素，能夠使田七品質(zhì)更優(yōu)。由表4可知，土壤中速效鉀含量適度且變幅不大，在147.59～192.40 mg/kg，平均值為169.03 mg/kg，變異系數(shù)為11.26%；土壤中速效鉀的含量適度。

作物體內(nèi)多種生理生化過程都需要磷的參與，磷可以促進細胞分裂，促使植物生長發(fā)育，促進呼吸作用，促進作物體內(nèi)參與呼吸作用的重要酶類的合成，促進碳水化合物、蛋白質(zhì)及油脂的合成運輸，增強作物的抗逆性，同時磷能提高作物的抗寒、抗旱、抗病、抗倒伏能力等功效。由表4可知，磷素養(yǎng)分 （速效磷） 變幅范圍較大，分別為 52.37～89.52 mg/kg，變異系數(shù)分別為 26.85%。結(jié)合表3可知，靖西田七種植區(qū)磷素含量豐富。

3.2 田七種植區(qū)不同區(qū)域土壤肥力狀況差異性分析

3.2.1 土壤有機質(zhì)。由圖2可知，靖西縣田七園土壤有機質(zhì)平均含量為3.17%，處于豐富的水平，其中有機質(zhì)含量很豐富的土樣占總土樣的16.67%，豐富的占50%，中等的占33.3%。由此表明，靖西地區(qū)的土壤有機質(zhì)不缺；其中土壤有機質(zhì)最高的是新甲鄉(xiāng)，其次是化垌鄉(xiāng)，最后是武平鄉(xiāng)。

3.2.2 土壤堿解氮。由圖3可知，土壤堿解氮平均含量為75.017 mg/kg，處于稍缺水平，堿解氮含量處于中等水平的占16.67%，處于稍缺水平的占66.67%，處于較缺水平的占16.67%；其中，土壤堿解氮含量的平均值最高的是化垌鄉(xiāng)，其次是新甲鄉(xiāng)，最低的是武平鄉(xiāng)。

3.2.3 土壤速效鉀。由圖4可知，土壤速效鉀平均含量為 169.030 mg/kg，處于豐富水平。其中，速效鉀含量豐富的樣品占總土樣的 比例為66.67%，含量中等的占 33.33%。其中，土壤速效鉀含量的平均值最高的是武平鄉(xiāng)，其次是新甲鄉(xiāng)，最低的是化垌鄉(xiāng)。

3.2.4 土壤速效磷。由圖5可知，新甲鄉(xiāng)、化垌鄉(xiāng)、武平鄉(xiāng)的速效磷含量分別為88.37、70.15、51.55 mg/kg。由此看來，新甲鄉(xiāng)的速效磷含量最高，其次是化垌鄉(xiāng)，武平鄉(xiāng)的速效磷含量最低，結(jié)合圖2可知，土壤有機質(zhì)含量與土壤速效磷含量呈正相關(guān)趨勢，這可能與有機質(zhì)在土壤中分泌的有機酸有關(guān)。

4 結(jié)論與討論

（1）靖西縣田七種植區(qū)土壤成酸性反應(yīng)，有機質(zhì)、速效鉀從中等到豐富不等，速效磷均呈很豐富的狀態(tài)，堿解氮分布不均，由較缺到中等不等。

（2）在研究區(qū)域內(nèi)，總體來講3個區(qū)域有一定的差異，但彼此間差異不明顯，總體來講，新甲鄉(xiāng)的綜合肥力強于化垌鄉(xiāng)，武平鄉(xiāng)稍差。

5 參考文獻

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第5篇：土壤的特征范文

1　材料與方法

試驗于2007年在中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所農(nóng)田水循環(huán)與現(xiàn)代節(jié)水灌溉試驗基地進行。試驗基地位于北京市通州區(qū)永樂店鎮(zhèn)，海拔20 m，屬永定河、潮白河沖積平原。試驗區(qū)多年平均降水量為550mm，而冬小麥生育期內(nèi)降雨僅占30％左右，春季干旱，作物需水量遠遠大于降雨量，一般需要進行補充性灌溉。實驗地土壤剖面基 本土 壤 物理參 數(shù)見表1。水分特征 曲線擬合 參數(shù)采 用van　Genuchten（1980）模型［6］。

試驗在冬小麥返青至收獲期進行測定，灌溉方法分別為地面畦灌、噴灌和滴灌處理，小區(qū)面積為8m×8m，滴灌每天灌溉1次（降雨除外），噴灌每15天左右灌溉1次，畦灌分別在返青期和灌漿期進行灌溉，3種灌溉方法的生育期總灌水量相同。灌溉采用地下水進行灌溉，灌溉水溫度在12℃左右。各處理的溫度探頭均埋設(shè)在試驗小區(qū)的中間，其中，滴灌處理埋設(shè)在2條滴管帶之間（2條滴管帶之間的間距為25cm）。土壤溫度測定采用埋設(shè)不同深度（0、5、10、15、20、40、80cm）的土壤溫度探頭實時測定，由數(shù)據(jù)采集儀每2min測定1次，每小時或每天的溫度為每2min測定值的平均值。

2　結(jié)果與分析

2．1　土壤溫度的日變化特征

圖1顯示了冬小麥開花期（5月4日至6日）土壤溫度的日變化特征。其中，滴灌每天均進行了灌溉，灌溉量分別為5．9、10．9、8．0mm，噴灌處理在5月5日進行了一次灌溉，灌溉量為45mm，地面畦灌沒有進行灌溉。由圖1知，土壤表層溫度（0、5、10、15、20cm）的變化受太陽輻射影響較大，尤其是地表溫度；而40cm和80cm的土壤溫度相對穩(wěn)定。不同灌溉處理之間相比，地面灌溉處理的土壤溫度最高（圖1（a））；噴灌處理受5月5日灌溉影響，土壤溫度下降明顯（圖1（b））；滴灌處理的土壤溫度最低（圖1（c）），主要受灌溉水溫度的影響。地面畦灌和噴灌處理從表層至80cm深度，土壤溫度呈現(xiàn)逐漸下降趨勢，而滴灌處理0～10cm深度土壤溫度較低，低于15cm和20cm深度的平均溫度，這主要是由于較低的灌溉水溫度引起的。

2．2　土壤溫度的月變化特征

隨著氣溫的逐漸升高，土壤溫度也呈現(xiàn)逐漸升高的變化趨勢（圖2）。由于受到不同灌溉方法的影響，土壤溫度的剖面分布特征、剖面溫度及變化過程表現(xiàn)出了較大的差異。根據(jù)Yoshida和Eguchi［5］的研究結(jié)論，16℃為根系吸水變化劇烈的臨界溫度，當(dāng)剖面溫度存在較大差異，高于或低于16℃同時并存時，根系吸水可能受到比較大的影響。地面畦灌處理中，隨著深度的增加土壤溫度呈逐漸降低趨勢（圖2（a））。在返青期（4月份），土壤剖面溫度較低，主要是由于冬季低溫引起的。在開花灌漿期（5月份）表層溫度較高（高于16 ℃），而20cm深度以下，土壤溫度相對較低，這種土壤溫度的剖面分布差異，可能會對根系生長和根系吸水產(chǎn)生較大的影響。在灌漿后期，土壤剖面溫度差異達到最大，土表與80cm深度處土壤溫度相差6．1 ℃，但底層土壤溫度均高于16℃，可能對作物水分吸收不會產(chǎn)生太大影響。由于噴灌和滴灌具有較高的灌溉頻率，尤其是滴灌處理，表層土壤溫度受灌溉水溫度影響較大，同時期的土壤表層溫度均低于地面畦灌處理，其溫度最低。噴灌和滴灌2種處理的剖面溫度差異也都小于地面畦灌處理。噴灌處理的剖面最高溫度點，出現(xiàn)在5cm深度（圖2（b）），而不是土壤表層；滴灌處理的剖面最高溫度出現(xiàn)在20cm深度處（圖2（c）），這與土壤水分和熱量的耦合運移有直接的關(guān)系。而且，進入6月份，土壤溫度逐漸升高，地面畦灌和噴灌處理的土壤剖面溫度均高于16℃，而滴灌處理40cm和80cm深度的土壤溫度均低于16℃，其原因一方面是滴灌處理下作物具有較高的葉面積指數(shù)，減少了太陽輻射的透過率；另一方面，表層較高的土壤水分影響了熱量的向下運移。

2．3　土壤溫度的剖面分布特征

根據(jù)冬小麥返青期至收獲期土壤溫度的剖面分布可知，地面灌溉處理的土壤溫度自表層到土層80cm深溫度逐漸降低，溫度的剖面分布可以擬合為指數(shù)函數(shù)形式，如式（1）：

噴灌處理表層土壤溫度（0cm和5cm深度）并沒有出現(xiàn)明顯的下降趨勢，10cm深度以下土壤溫度逐漸下降，可以近似擬合為指數(shù)函數(shù)分布，如式（2）：

滴灌處理受灌溉水溫度影響，表層土壤溫度較低，中間溫度最高，底層溫度最低，表現(xiàn)出比較明顯的“S”型分布特征（圖2（c）），除表層（0～10cm深度）受灌溉水溫度影響大，溫度相對恒定以外，其余深度土壤溫度也可擬合為指數(shù)函數(shù)形式：

第6篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：土壤；還原；氧化鐵；Cd；形態(tài)

中圖分類號：X143 文獻標志碼：A 文章編號：1674-4764（2012）02-0115-06

Effect of Submerged Condition on Chemical Form of Cd in Soil of Three Gorges Reservoir Area

JI Fang-ying1, WANG Tu-jin2, YE Jiang-yu1, LI Si1, CAO Lin1

(1.Key Laboratory of Eco-environments of Three Gorges Reservoir Region,

Ministry of Education, Chongqing University, Chongqing 400045, P.R. China;

2.School of River and Engineering, Chongqing JiaoTong University, Chongqing 400074, P.R. China)

Abstract:Purple soil and yellow soil of Three Gorges Reservoir Area were submerged and incubated under a nitrogen atmosphere to study the effect of redox process on chemical form of Cd. It is shown that the pH and Eh decrease in the redox process. With the transition of soil redox condition, the content of CEC increases to 17.53 cmol·kg-1 for purple soil and 27.94 cmol·kg-1 for yellow soil, and the content of Fe (II) increases to 3 156.30 mg·kg-1 for yellow soil and 446.56mg·kg-1 for purple soil. The soluble Cd concentration declines after submergence for the purple soil and yellow soil, and 99.9% of soluble Cd is absorbed by soils. Chemical form of Cd in soil is significant correlated with the physical-chemical indexes of soil. In the process of redox process, part of Exc-Cd (exchanged fraction) transforms to Carb-Cd (carbonated fraction) and Oxide-Cd (oxide-bound fraction), and the content of Exc-Cd decreases to 4.56 mg·kg-1 for purple soil and 1.02 mg·kg-1 for yellow soil. The stability of Cd in yellow soil is higher than that in purple soil.

Key words:soil; reduction; iron oxide; Cd; chemical form



土壤淹水后從氧化環(huán)境轉(zhuǎn)入還原環(huán)境，其理化性質(zhì)發(fā)生顯著變化，氧化還原狀態(tài)的改變直接影響土壤的吸附和解吸特性，對重金屬、磷等污染物的釋放遷移產(chǎn)生重要影響［1-3］。重金屬作為非生物降解型污染物，在自然環(huán)境中具有潛在的生態(tài)危害。雖然重金屬的總量能反映它的污染狀況，但其生物有效性和環(huán)境行為則主要取決于其形態(tài)［4-5］。據(jù)研究報道［6-7］，淹水還原性土壤中鎘活性處于較低狀態(tài)，淹水后鎘活性降低是由于鎘由高活性的交換態(tài)鎘轉(zhuǎn)化成活性較低的碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘、氧化物結(jié)合態(tài)鎘和硫化物結(jié)合態(tài)鎘。鎘形態(tài)的再分配與土壤pH、Eh、氧化鐵(III)還原活化等因素有關(guān)。

目前對三峽庫區(qū)土壤重金屬含量分布有較多的研究報道［8-10］，據(jù)已有研究表明，近20年來，由于工農(nóng)業(yè)的迅猛發(fā)展，大量廢氣、廢水、廢渣的排放，大氣沉降，城市生活垃圾，作物秸稈以及由農(nóng)藥、化肥等帶入的重金屬，使三峽庫區(qū)局部地區(qū)土壤存在不同程度的鎘污染。三峽大壩建成后大片土壤被淹沒，處于淹沒狀態(tài)下的土壤將對水庫重金屬的遷移轉(zhuǎn)化產(chǎn)生重要影響。目前研究多從重金屬總量進行分析研究，對于重金屬形態(tài)特征特別是土壤淹水下重金屬有著怎樣的形態(tài)變化特征還無相關(guān)研究報道，研究土壤淹水對Cd形態(tài)穩(wěn)定性影響對于分析Cd在水環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化及其對水體水質(zhì)的影響具有重要的意義，因此，筆者以庫區(qū)典型土壤類型紫色土和黃壤為材料，研究土壤淹水厭氧還原過程理化性質(zhì)的改變，特別是鐵還原活化對Cd形態(tài)穩(wěn)定性的影響，以期為庫區(qū)Cd污染的防控提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

三峽庫區(qū)土壤類型中以紫色土面積最大，主要分布在庫區(qū)中部的涪陵、豐都、忠縣、萬州和開縣等地。其次為黃壤，武隆、奉節(jié)、石柱和開縣等地分布較多［11］，根據(jù)三峽庫區(qū)土壤主要類型和分布特點，選取紫色土和黃壤作為研究對象，試驗用紫色土采自重慶涪陵區(qū)，pH(水:土質(zhì)量比=5:1)為8.59，有機質(zhì)含量為11.9 g·kg-1，總Fe含量為43.7 g·kg-1，CEC（陽離子交換量）含量為12.21 cmol·kg-1。黃壤取自重慶奉節(jié)縣，pH為8.74，有機質(zhì)含量為33.7 g·kg-1，總Fe含量為23.4 g·kg-1，CEC含量為20.82 cmol·kg-1。土壤采回后自然風(fēng)干，過200目篩。

1.2 Cd溶液淹土試驗

取土壤300 g放入3 L試劑瓶中，按水土比5∶1加入2 mg/L硝酸鎘溶液1.5 L。通入N2使之覆蓋水層，蓋上瓶蓋，于25 ℃恒溫箱中靜置，試驗期間每天充1次N2，1次10 min，設(shè)3個重復(fù)。按淹水1、3、6、11、18、27、37、48、60 d的間距取樣測試。每個階段進行pH、Eh測定，取適量土樣以5 000 r·min-1離心10 min，去除飽和水，離心后的濕土取樣，測定水分并作Fe(II)含量、CEC含量、Cd的形態(tài)分級分析。

1.3 測定方法

Cd形態(tài)分級分析按Tessier連續(xù)提取程序［12］進行，其中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)分別以Exc-、Carb-、Oxide-、Org-和Res-表示，用AAnalyst 800型原子吸收光譜儀測定含量。土壤中Fe(II)含量采用鄰菲啰啉分光光度法測定，CEC用EDTA-銨鹽快速法測定。數(shù)據(jù)處理和作圖采用SPSS15.0及Excel軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤淹水厭氧還原過程理化性質(zhì)變化特征

紫色土和黃壤淹水厭氧培養(yǎng)過程pH及Eh變化特征如圖1、2所示。

由圖1可以看出，淹水后土壤的pH均有降低趨勢，向中性轉(zhuǎn)變，其中黃壤pH變化更為顯著。從淹水開始到試驗結(jié)束，紫色土pH由8.21逐漸下降至7.81，培養(yǎng)后期pH趨于平穩(wěn)。黃壤在整個試驗階段， pH由8.29迅速下降到7.63， pH在培養(yǎng)后期處于平穩(wěn)狀態(tài)。由圖2可以看出，土壤淹水后Eh迅速下降，從淹水開始至試驗結(jié)束，紫色土由275 mV降到42 mV，黃壤由268 mV降到-56 mV，試驗后期Eh趨于平穩(wěn)。

由圖3可以看出，淹水后土壤的CEC含量均有升高趨勢，黃壤更為明顯。從淹水開始到試驗結(jié)束，紫色土CEC含量逐漸升至17.53 cmol·kg-1，培養(yǎng)后期CEC含量趨于平穩(wěn)。黃壤在整個培養(yǎng)階段， CEC含量增加到27.94 cmol·kg-1， CEC在培養(yǎng)后期處于平穩(wěn)狀態(tài)。

厭氧條件下土壤中Fe(II)含量的變化如圖4所示。由圖可知，2種土壤Fe(II)均經(jīng)歷先增加后逐漸趨于平穩(wěn)的過程，此外2種土壤在前期Fe(II)增長啟動較慢，淹水厭氧培養(yǎng)60 d內(nèi)，黃壤Fe(II)增加最多，由初期的48.69 mg·kg-1增至3 156.30 mg·kg-1，凈增3 107.61 mg·kg-1；而紫色土增加較少，由初期的73.78 mg·kg-1增至446.56 mg·kg-1，僅凈增372.78 mg·kg-1?？梢?，土壤異化鐵(Ш)還原過程與土壤自身性質(zhì)有關(guān)，例如高有機質(zhì)含量為微生物的生長提供充足的營養(yǎng)，對鐵的異化還原具有顯著促進作用［13-15］，由2種土壤有機質(zhì)含量可以看出，黃壤含量顯著高于紫色土，有助于鐵的異化還原。同時鐵的異化還原還與土壤中鐵的組成有關(guān)，全鐵中只有無定形氧化鐵和晶體態(tài)氧化鐵中的部分纖鐵礦可以被微生物還原利用，而赤鐵礦、針鐵礦等鐵組分不能被還原［16］。

2.2 土壤淹水后的pe+pH變化特征

在土壤淹水氧化還原體系中，因Fe(Ш)氧化物含量較大，且自身接受電子、消耗H+參與氧化還原反應(yīng)，所以對土壤淹水氧化還原強度的變化起著十分重要的作用。pe+pH是表征氧化鐵(Ш)參與氧化還原反應(yīng)的參數(shù)，在pe+pH為14~5的范圍內(nèi)，重金屬生成氧化物及碳酸鹽沉淀，在5以下時能生成硫化物沉淀［17］，不同的pe+pH范圍對土壤Cd組分再分配狀態(tài)，或者說對Cd活性的消長具有重要影響，pe通過Eh(mV)/59.2換算而得。紫色土和黃壤淹水后的pe+pH變化特征如圖5所示。

淹水后兩種土壤pe+pH都呈下降趨勢，與Eh變化類似。淹水初期pe+pH下降趨勢較快，培養(yǎng)后期處于較為平穩(wěn)狀態(tài)，至培養(yǎng)結(jié)束，紫色土pe+pH達到8.52，黃壤為6.68。黃壤淹水后還原深度強于紫色土。

2.3 土壤淹水后水相中Cd濃度變化特征

圖6 土壤淹水后水相中Cd濃度變化特征

土壤淹水后水溶性Cd濃度變化如圖6所示，外源Cd進入水-土體系后，在加入初期，水溶性Cd有升高趨勢，而后呈下降趨勢。Cd絕大部分被土壤吸附，水溶液中Cd含量相對較低，到試驗結(jié)束，Cd在水相中的濃度大約為1 μg/L，土壤對Cd吸附達到99.9％以上?？梢娮仙梁忘S壤對Cd具有較強的吸附能力。

2.4 Cd在土壤中形態(tài)變化特征

重金屬在環(huán)境中的生物有效性和環(huán)境行為主要取決于其總含量和形態(tài)，可交換態(tài)重金屬通過擴散作用和外層絡(luò)合作用非專性地吸附在土壤表面上，通過離子交換就能將其置換出來，該相態(tài)活性最強，對環(huán)境條件的變化非常敏感，容易向水相遷移。碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬以沉淀或共沉淀的形式賦存在碳酸鹽中。pH是該結(jié)合態(tài)主要影響因素，環(huán)境變?yōu)樗嵝詴r，與碳酸鹽結(jié)合的重金屬就會溶解下來，可以為生物所吸收和利用。重金屬以較強的結(jié)合力吸附于鐵錳氧化物上。氧化還原電位對其影響較大，處于強還原環(huán)境下，重金屬可能發(fā)生解吸而釋放出來。有機質(zhì)結(jié)合態(tài)的重金屬是以配合和吸附的狀態(tài)存在，在有機絡(luò)合劑存在的情況下能將其萃取出來，因此也具有潛在的危害。殘渣態(tài)的重金屬是形態(tài)最為穩(wěn)定的部分，它們一般賦存在樣品的原生、次生硅酸鹽和其它一些穩(wěn)定礦物中，生態(tài)風(fēng)險最低。

Cd在土壤中形態(tài)變化特征如圖7、圖8所示，從圖可以看出，土壤厭氧還原過程對于Cd在土壤中的形態(tài)再分配有著重要的影響。伴隨土壤淹水厭氧還原，土壤中Cd的形態(tài)分布特征也經(jīng)歷一個動態(tài)變化最終達到較為穩(wěn)定的過程。

從圖中可以看出，紫色土形態(tài)轉(zhuǎn)變主要是從可交換態(tài)向碳酸鹽結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變，而黃壤主要是可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變， 有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)含量很低均無顯著增長，最終紫色土中的可交換態(tài)含量仍然較高，至培養(yǎng)結(jié)束，紫色土中可交換態(tài)從5.87 mg·kg-1降低至4.56 mg·kg-1，含量降低22.34%，黃壤從2.87 mg·kg-1降低至1.02 mg·kg-1，含量降低64.30%?？梢娧退畢捬踹€原對Cd在不同土壤中的形態(tài)穩(wěn)定性影響也是不同的，這取決于土壤的類型，黃壤較紫色土具有更好的Cd穩(wěn)定性。

2.5 Cd形態(tài)與土壤理化參數(shù)相關(guān)性分析

對不同形態(tài)Cd與土壤理化性質(zhì)變化作相關(guān)性分析，如表1所示。土壤理化性質(zhì)變化特征與Cd形態(tài)變化特征呈顯著相關(guān)性?？梢姡殡S土壤淹水后理化性質(zhì)的改變，土壤中外源Cd形態(tài)發(fā)生顯著變化，外源Cd由不穩(wěn)定的可交換態(tài)向更穩(wěn)定的碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)轉(zhuǎn)變?？梢妏H、Eh、Fe(II)、CEC等土壤理化性質(zhì)對于Cd在土壤中的形態(tài)分布具有重要的影響。據(jù)文獻報道［18］，土壤淹水還原作用能使氧化鐵還原、溶解、恢復(fù)其膠體活性，促進土壤表面的羥基化和高活性的功能基的增加，大大增加了比表面和表面可變電荷，可見伴隨鐵的異化還原，氧化鐵的活化，由此帶來外源Cd更強地被土壤表面吸持，形態(tài)上由不穩(wěn)定的可交換態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變。

 同時土壤氧化鐵的活化只是其中影響因素之一，氧化還原電位、CEC含量、DOM含量、土壤表面電荷、表面基團羥基化等因素同樣影響土壤對Cd的吸附。土壤淹水后所發(fā)生的是物化、生物多方面的變化，因此可能帶來土壤理化性質(zhì)的整體改變，Cd形態(tài)變化特征受土壤綜合因素的影響，特別是對于三峽庫區(qū)淹土處于一個開放的體系，土壤理化因素受外界環(huán)境的影響較大，因此對Cd形態(tài)穩(wěn)定性的影響也就較為復(fù)雜多變。

3 結(jié) 論

1)土壤淹水厭氧培養(yǎng)過程，土壤從氧化環(huán)境轉(zhuǎn)入還原環(huán)境，黃壤還原作用強于紫色土。pH均有降低趨勢，向中性靠攏，Eh迅速下降，CEC含量均有升高趨勢，紫色土CEC含量逐漸升至17.53 cmol·kg-1，黃壤CEC含量增加到27.94 cmol·kg-1，土壤中Fe(II)含量均有增加趨勢，到培養(yǎng)結(jié)束，黃壤中Fe(II)含量達到3 156.30 mg·kg-1，凈增3 107.61 mg·kg-1，而紫色土增加較少，由初期的73.78 mg·kg-1增至446.56 mg·kg-1。

2)外源Cd進入水土體系后，Cd絕大部分被土壤所吸附，水溶液中Cd含量相對較低，到試驗結(jié)束，Cd在水相中的濃度大約為1 μg/L，土壤對Cd吸附達到99.9%以上。

3)土壤淹水厭氧還原有助于Cd在土壤中達到形態(tài)上的穩(wěn)定， 土壤Cd形態(tài)變化特征與土壤理化性質(zhì)的變化呈顯著相關(guān)性，土壤淹水所經(jīng)歷的厭氧還原過程也會使得土壤中Cd的形態(tài)穩(wěn)定需要一定的時間才能達到。紫色土形態(tài)轉(zhuǎn)變主要是從Exc-Cd小幅向Carb-Cd轉(zhuǎn)變，而黃壤主要是Exc-Cd和Carb-Cd向Oxide-Cd顯著轉(zhuǎn)變。至培養(yǎng)結(jié)束，紫色土可交換態(tài)含量降低22.34%，黃壤降低64.30%，Cd在黃壤中的形態(tài)穩(wěn)定性好于紫色土。

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第7篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：遙感；土壤；重金屬

Abstract：Remote sensing technology has the advantages of macroscopic characteristics，strong currency and comprehensive abundant information. It provides a feasible method for soil heavy metal pollution evaluation of mining area. This paper summarizes the research of evaluation for mining area of soil heavy metal pollution with remote sensing technology.

Key Words：remote sensing；soil；heavy metal

1. 引言

礦產(chǎn)資源是生產(chǎn)資料和生活資料的重要來源，人類社會的發(fā)展進步與礦產(chǎn)的開發(fā)利用密不可分。礦產(chǎn)的開采、冶煉、加工過程中大量的鉛、鋅、鉻、鎘、鈷、銅、鎳等重金屬以及類金屬砷等進入大氣、水、土壤引起嚴重的環(huán)境污染。根據(jù)2014年4月17日環(huán)境保護部、國土資源部的《全國土壤污染調(diào)查公報》，“全國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，部分地區(qū)土壤污染較重，總的超標率達16.1%”、“在調(diào)查的70個礦區(qū)的1672個土壤點位中，超標點位占33.4%，主要污染物為鎘、鉛、砷和多環(huán)芳烴”。資源、環(huán)境是制約社會經(jīng)濟發(fā)展的兩大瓶頸，如何克服這個瓶頸問題同時又能實現(xiàn)礦山開發(fā)的可持續(xù)發(fā)展，是我國社會必須面對和解決的緊迫的社會問題[1]。

傳統(tǒng)的土壤重金屬污染監(jiān)測方法有實驗室監(jiān)測、現(xiàn)場快速監(jiān)測等方法。實驗室監(jiān)測方法雖然測量精度高，但是存在勞動強度大、采樣分析費時，適用范圍小的缺點；現(xiàn)場快速監(jiān)測法雖然具有大面積、連續(xù)、高密度獲取信息的特點，但是還大多處于定性或半定量的試驗階段，易受周圍因素影響[2]。

各種巖石、土壤、植被及水體等均有各自獨特的光譜特征。地物光譜特征的差異，是遙感技術(shù)識別各類地物的主要依據(jù)，也是應(yīng)用遙感技術(shù)開展土壤重金屬污染評價的理論基礎(chǔ)。遙感技術(shù)以其宏觀性和現(xiàn)勢性強、綜合信息豐富等優(yōu)勢，在礦區(qū)土壤重金屬污染評價中起到了積極的先導(dǎo)作用，并取得了良好的應(yīng)用效果。

一般情況下，土壤中的有機質(zhì)、水分、鐵氧化物、重金屬等對土壤光譜反射率有一定影響。國外相關(guān)研究起步較早，始自20世紀六十年代土壤光譜研究[3]。國外有研究中表明，當(dāng)土壤有機質(zhì)含量超過2%，鐵氧化物、重金屬等光譜信息有可能被土壤中的有機質(zhì)的光譜信息所掩蓋，進一步加大了光譜信息提取的難度；同時土壤的反射率會因鐵氧化物的存在而在整個波譜范圍內(nèi)有明顯的下降趨勢，土壤的光譜反射率都朝著藍波方向下降，并且這種下降趨勢可以擴展到紫外區(qū)域[4]，相關(guān)研究陸續(xù)拓展至礦區(qū)重金屬污染中來[5]；國內(nèi)自20世紀八十年代在云南騰沖系統(tǒng)地開展土壤光譜與理化性狀關(guān)系的研究[6～7]，并于九十年代末開展遙感技術(shù)在礦區(qū)重金屬污染監(jiān)測的探索。

目前遙感技術(shù)對礦區(qū)土壤重金屬污染評價研究主要有兩個方向：一是植被反演。根據(jù)地表植被覆蓋以及重金屬在植被根莖、葉片中富集，植被在重金屬脅迫下葉綠素等光譜特征發(fā)生變化的特點，通過植被光譜數(shù)據(jù)反演土壤中的重金屬含量，間接評價重金屬污染。二是土壤監(jiān)測。利用重金屬對土壤波譜特性的影響，通過土壤光譜數(shù)據(jù)監(jiān)測重金屬含量[8-10]。

2. 植被反演方法

植被在生長發(fā)育的過程中，礦區(qū)土壤中的重金屬被吸收和富集，對植物的產(chǎn)生的影響主要體現(xiàn)在長勢方面產(chǎn)生了生物地球化學(xué)效應(yīng)，如色素含量、水含量、葉面溫度的變化，進而影響植被的光譜反射率，植被光譜的變化能夠在遙感光譜信息中有所體現(xiàn)?；谝陨险J識，可以通過植被光譜信息、波譜曲線變化的分析提取污染信息[11]。不同植物對重金屬敏感性不同，重金屬脅迫導(dǎo)致植物體內(nèi)生物化學(xué)成分發(fā)生改變，使電磁波譜反射特性不同。

植被反演方法的原理是，運用遙感技術(shù)研究重金屬污染條件下植被光譜特征變化，建立植被光譜特征與重金屬污染條件下植被生長狀態(tài)參數(shù)變化之間的關(guān)系[7]；研究葉綠素含量與重金屬污染之間的關(guān)系，分析葉綠素變化敏感的光譜指數(shù)及其響應(yīng)規(guī)律，并進行了區(qū)域應(yīng)用與驗證[11-13]。研究表明，隨著土壤中重金屬含量增加，植被近紅外、可見光反射光譜特征發(fā)生顯著變化，表現(xiàn)為可見光光譜反射增強，近紅外光譜減少，紅邊移動范圍減少[14-15]。此方法適用于礦區(qū)植被覆蓋較茂密的區(qū)域。

王杰等（2005年）以江西德興銅礦去為實驗區(qū)，采用美國陸地衛(wèi)星（Landsat）ETM +數(shù)據(jù)，采用比值分析、彩色合成、影像融合等方法增強影像視覺效果，對污染區(qū)的植被的波譜曲線與正常區(qū)的同種植被的光譜特征作對比，總結(jié)出受毒化植物葉冠的波譜形態(tài)與正常植物葉冠的波譜形態(tài)相比發(fā)生的形態(tài)變異的特征，總結(jié)對照區(qū)和污染區(qū)植被的波譜特征差異和各污染區(qū)的受污染程度，分析出不同污染區(qū)植物的受毒害程度[16]。

雷國靜等（2006年）在南方植被茂密區(qū)離子型稀土礦區(qū)采用高分辨率QuickBird遙感數(shù)據(jù)采取坐標換的方式，消除土壤信息干擾，獲取了較真實的植被受污染影響程度的信息，運用了歸一化植被指數(shù)密度分割方法和通過旋轉(zhuǎn)二維散點圖獲得植被綠度方法來提取植被污染信息，取得了較好的效果[17]。

李新芝等（2010年）以肥城煤礦區(qū)為實驗區(qū)，將SPOT-5數(shù)據(jù)2.5米分辨率的全色波段進行小波變換、主成分分析等融合方法提高圖像的空間信息量，綜合運用纓帽變換、植被與土壤相關(guān)性分析、支持向量機分類等方法提取礦區(qū)植被信息，并制作了植被等級分布圖，確定了不同污染程度的植被覆蓋面積，與礦區(qū)污染分布的規(guī)律具有較好的一致性[11]。

黃鐵蘭等（2014年）以廣東大寶山礦區(qū)及周邊10 公里范圍作為研究區(qū)，分別以ASTER及QuickBird為數(shù)據(jù)源，采用植被指數(shù)法和植被綠度法對植被污染信息進行識別，對獲取的植被綠度信息圖像進行密度分割，獲得植被污染程度及分布情況。同時建議大范圍的礦山植被污染信息的識別，考慮到項目綜合成本等因素，采用ASTER等低分辨率的數(shù)據(jù)源，選擇植被綠度指數(shù)法進行識別。對于小范圍的典型礦區(qū)，可選用QuickBird 等高分辨率的數(shù)據(jù)源，用植被指數(shù)法進行識別[18]。

由于混合像元、大氣效應(yīng)的存在，植被信息提取過程中容易出現(xiàn)錯分、漏分現(xiàn)象；相關(guān)系數(shù)的設(shè)置易受經(jīng)驗的影響。同時信息提取易受云層、山體陰影和人類生產(chǎn)活動的影響，均存在一定的誤提現(xiàn)象。未來應(yīng)加強信息提取技術(shù)、多源遙感數(shù)據(jù)在植被反演中的應(yīng)用研究，以解決上述問題。

3. 土壤監(jiān)測方法

土壤是由多種物理化學(xué)特性不同的物質(zhì)的組成的混合體，例如有機質(zhì)、重金屬、水、其他礦物質(zhì)等。各種物質(zhì)均有發(fā)射、反射、吸收光譜的特性，都會對土壤光譜特征產(chǎn)生影響，同時植被覆蓋也對土壤光譜的監(jiān)測有較大影響，因此對于通過土壤光譜數(shù)據(jù)直接監(jiān)測土壤重金屬含量的研究，尚處于探索階段。

土壤監(jiān)測方法的原理是，利用光譜分析方法室內(nèi)測定土壤發(fā)射光譜數(shù)據(jù)，經(jīng)線性回歸分析或指數(shù)回歸分析、標準化比值計算、特征光譜寬化處理后，利用回歸分析方法建立重金屬元素含量與發(fā)射率變量之間的土壤重金屬反演模型，定量反演出礦區(qū)土壤重金屬含量[19-23]。此類方法適用于植被覆蓋率較低的地區(qū)。

Thomas Kemper等（1998年）在西班牙Aznalcóllar 尾礦庫潰壩事件土壤重金屬污染監(jiān)測中，基于多元線性回歸分析（MLR）和人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)（ANN）方法分別通過化學(xué)分析、特征光譜--近紅外反射光譜（0.35?0.35μm）手段監(jiān)測土壤重金屬含量，兩種手段對 As、 Fe 、Hg、Pb、S、Sb等六種元素監(jiān)測有較高的相似度。為相似礦區(qū)環(huán)境的監(jiān)測提供了較好的借鑒意義[13]。

李淑敏等（2010年）以北京為研究區(qū)，研究土壤中8種重金屬（Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb、Hg）的含量與熱紅外發(fā)射率的關(guān)系，分析了土壤重金屬的特征光譜，并模擬預(yù)測了重金屬含量的回歸模型，為基于遙感光譜的土壤重金屬含量監(jiān)測奠定了基礎(chǔ)[24]。

宋練等（2014年）以重慶市萬盛采礦區(qū)為研究區(qū)，通過光譜特征物質(zhì)之間的自相關(guān)性來分析土壤中光譜特征物質(zhì)，在回歸分析的基礎(chǔ)上建立As、Cd、Zn重金屬含量的遙感定量反演模型，監(jiān)測三種重金屬含量，結(jié)果表明土壤在近紅外波段和可見光波段的反射值比值與土壤中As、Cd、Zn含量存在較好相關(guān)性[25]。

部分研究對波段選擇和光譜分辨率的重要性認識不高，影響了重金屬元素光譜信息識別、重金屬污染預(yù)測精度；土壤中絕大部分重金屬，如鉛、鋅、鉻、砷等在可見光―近紅外波段區(qū)間的光譜特征較弱，易被植被、土壤波譜信息掩蓋，對直接利用土壤重金屬光譜特征來提取污染信息帶來了難度。研究發(fā)現(xiàn)，鐵氧化物的波譜特征較明顯，今后需加強土壤中重金屬與鐵氧化物相關(guān)性的研究，以提高污染信息提取的準確性。

4. 未來展望

近年來，遙感技術(shù)用于礦區(qū)土壤重金屬評價取得了一定進展，今后要在以下幾個方面尋求突破：

（1）研究遙感信息提取新技術(shù)新方法。地物波譜特性易受土壤成分、大氣效應(yīng)、植被等環(huán)境噪音的影響，需進一步加強波譜信息提取技術(shù)的研究，以提高遙感信息提取的準確性。

（2）加強田間光譜測量研究。目前對土壤重金屬監(jiān)測僅局限于實驗室級別的光譜監(jiān)測，需要進一步探討其他因素對重金屬吸附的影響以建立準確的土壤重金屬含量光譜估算模型，并進行大量而精確的實驗室與田間的光譜測量工作。

（3）由定性監(jiān)測向定量監(jiān)測轉(zhuǎn)變。遙感技術(shù)在礦區(qū)土壤重金屬污染評價方面的研究大多是定性或半定量評價，尚達不到定量評價。需在遙感反演土壤污染信息模型與理論方法、土壤重金屬含量與光譜變量的相關(guān)關(guān)系等方面加強研究，以接近或達到定量評價污染的水平，進而利用遙感技術(shù)評價大面積土壤污染及修復(fù)。

（4）研制高性能的衛(wèi)星，提高遙感信息獲取能力。作為中國16個重大科技專項（2006年～2020年）之一的高分辨率對地觀測系統(tǒng)已進入全面建設(shè)階段，其中2014年8月發(fā)射升空的高分二號衛(wèi)星空間分辨優(yōu)于1m，這必將改變遙感數(shù)據(jù)普遍采用國外遙感數(shù)據(jù)（SPOT、Landsat、QuickBrid等）的局面。

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第8篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：富硒土壤；硒賦存形態(tài)；pH值；微量元素

硒是生態(tài)環(huán)境中重要的微量元素，環(huán)境中硒過量或缺乏均會導(dǎo)致機體生產(chǎn)疾病，最新研究硒能提高動物機體的免疫機能，預(yù)防和抑制鎘、砷、汞、銀等有害元素對機體的傷害。硒是半金屬，性質(zhì)與硫相似。自然界未見獨立礦床，主要賦存與硫化物礦床及輝鉬礦、鈾礦中[1]，通常硒以無機態(tài)硒（-2，0，+2，+4，+6價）和有機態(tài)硒的形式存在于自然界中。硒在地殼中的豐度為0.13×10-6[2]，全國土壤A層和C層背景值分別為0.290mg/kg，0.246 mg/kg；陜西省土壤A層和C層背景值分別為0.115 mg/kg，0.061mg/kg[3]。李家熙等[4]將土壤硒含量分為低硒土壤（0.1～0.2mg/kg）、中硒土壤（0.2～0.4mg/kg）和富硒土壤（>0.4mg/kg）。依據(jù)1：25萬陜西省多目標區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查（西安地區(qū)）成果，陜西省人民政府在三原-閻良地區(qū)開展了公益性地質(zhì)調(diào)查項目，1：5萬《關(guān)中-天水經(jīng)濟區(qū)（關(guān)中盆地）富硒區(qū)地球化學(xué)調(diào)查與評價》。本文綜合項目土壤硒、環(huán)境質(zhì)量、植物富硒能力等調(diào)查成果，主要分析闡述了土壤中硒的各形態(tài)含量隨土壤的pH值、土壤類型的不同而變化，土壤硒七個形態(tài)中植物僅吸收硒的有機態(tài)和水溶態(tài)[5]。因此了解土壤中硒與植物可吸收的硒形態(tài)含量及其變化特征是很有必要的，對富硒土壤資源的開發(fā)利用意義重大。

1 富硒土壤分布特征

1.1 數(shù)據(jù)來源及分析質(zhì)量

采用1：5萬土壤樣品分析結(jié)果，樣品采集密度為4個點/km2，同期采集植物樣、根系土樣、形態(tài)分析樣等。土壤樣品測試Se等29項，植物樣品測試Se等11項，形態(tài)分析樣品分析Se七項。樣品分析質(zhì)量符合DD2005-01《多目標區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查規(guī)范》（1：250000）及DD2005-03《生態(tài)地球化學(xué)評價樣品分析技術(shù)要求（試行）》的要求。

1.2 富硒土壤分布

在三原-閻良地區(qū)1：25萬土壤調(diào)查發(fā)現(xiàn)含硒土壤資源，面積約1255km2，土壤硒的含量為0.104～0.454mg/kg，平均值為0.229mg/kg，高于全國表層（褐土）土壤硒的平均值0.166 mg/kg[3]。1：5萬土壤調(diào)查及各類農(nóng)作物調(diào)查證實存在中硒土壤（Se：0.2～0.4mg/kg）面積約1110.18km2，富硒土壤（Se>0.4mg/kg）面積約77.23km2。調(diào)查結(jié)果表明，表層土壤總體硒的含量為0.023～3.060mg/kg，中值0.260mg/kg，平均值為0.280mg/kg；深層剖面土壤硒含量為0.052～2.850mg/kg，中值0.100mg/kg，平均值0.185mg/kg，土壤富硒深度達1.5m左右。土壤硒主要來源于涇渭沖積層，該地區(qū)的土壤類型主要有褐土、新積土、黃棉土，其中以褐土、新積土為主且含硒較高。

2 土壤硒的賦存形態(tài)以及pH值特征

2.1 土壤硒形態(tài)特征

調(diào)查區(qū)主要分布褐土，次新積土，少量黃棉土，形態(tài)分析樣品（34件）涉及褐土和新積土兩類。

①褐土硒賦存形態(tài)分析結(jié)果表明，在7種硒形態(tài)含量中，殘渣態(tài)>強有機結(jié)合態(tài)>腐殖酸結(jié)合態(tài)>水溶態(tài)>離子交換態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>鐵錳結(jié)合態(tài)，前4種硒形態(tài)含量總和遠大于后3種硒形態(tài)含量總和，表明褐土中硒的形態(tài)主要以有機結(jié)合態(tài)、水溶態(tài)為主，其中殘渣態(tài)植物很難吸收，離子交換態(tài)受pH值及環(huán)境影響較大。被植物容易吸收的強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和水溶態(tài)占全量的51.02%；被植物不易吸收的離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)占全量的48.98%。

②新積土中7種硒賦存形態(tài)分析結(jié)果表明，殘渣態(tài)>強有機結(jié)合態(tài)>腐殖酸結(jié)合態(tài)>碳酸鹽結(jié)合態(tài)>離子交換態(tài)>水溶態(tài)>鐵錳結(jié)合態(tài)，比較發(fā)現(xiàn)：褐土中硒的水溶態(tài)含量相對新積土較低。被植物容易吸收的強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和水溶態(tài)占全量的50%；被植物不易吸收的離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)占全量的50%，表明新積土中主要以有機結(jié)合態(tài)為主。

③硒全量平均值變化表現(xiàn)為：新積土略大于褐土。土壤硒的七種形態(tài)中被植物容易吸收的強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和水溶態(tài)含量總和均≥50%，且總和褐土大于新積土，表明褐土中被植物容易吸收的硒優(yōu)于新積土。殘渣態(tài)總體較高，約占褐土、新積土全量的37%、38%。

2.2 土壤中的pH值特征

三原-閻良地區(qū)地處涇渭沖積平原，屬構(gòu)造沉降區(qū)。區(qū)域土壤地球化學(xué)調(diào)查pH值特征，依據(jù)陜西省土壤pH分級標準，土壤屬中性～弱堿性（弱酸性：5.6～6.5、中性：6.6～7.5、弱堿性：7.6～8.5）。比較褐土、黃棉土、新積土的pH值，酸堿性依次向堿性增加，即為中性～弱堿性、弱堿性變化。

2.3 土壤硒與pH值關(guān)系

土壤pH值高顯堿性，土壤硒溶解度就大，土壤硒易被植物吸收利用。反之，若土壤為酸性，pH值低，土壤硒不易被植物吸收利用。因此土壤中pH值的大小直接影響著土壤中硒的含量以及硒形態(tài)的含量。圖中pH值為0.1遞增分類統(tǒng)計值（土壤樣品5022件），可看出當(dāng)pH值增高（pH>7.7），土壤中硒含量相應(yīng)增高，其相關(guān)性比較明顯。但當(dāng)土壤pH值增高到8.9以后，土壤硒含量有下降趨勢。可能是pH值增高植物正常代謝受阻甚至受破壞，根系無法對礦物質(zhì)吸收傳輸。

土壤硒強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)、水溶態(tài)的含量隨pH值的變化有所差異，曲線圖與相關(guān)性散點圖顯示，強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)隨pH值增高硒含量有下降趨勢，相關(guān)值分別為│r│=0.187，│r│≤0.104，按照相關(guān)標準總體呈弱相關(guān)，表明pH值對強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)有較弱的制約性。水溶態(tài)變化不大，│r│≤0.004，表明pH值對水溶態(tài)的制約性很小。

3 植物富硒特征分析

調(diào)查區(qū)主要種植旱地作物。采集小麥、玉米、油菜及各類蔬菜樣品。依據(jù)成品糧及制品：硒含量0.02～0.30mg/kg，蔬菜：硒含量0.01～0.1 mg/kg的富硒標準，所有樣品硒含量均高于富硒標準最低值，屬于富硒農(nóng)作物。比較農(nóng)作物籽實硒平均值，富硒能力為：油菜籽>小麥>玉米，比較蔬菜的平均值，富硒能力為：大蒜>花白>芹菜>白蘿卜>白菜>菜花。

植物富硒程度分析：該地區(qū)土壤總體屬弱堿性土壤，土壤中硒大部分能溶于堿性溶液，這些堿性提取物可進一步分解成胡敏酸和富里酸二組分，無機硒主要賦存于富里酸組分中，一般認為與富里酸結(jié)合的硒容易被植物吸收，而與胡敏酸結(jié)合的硒植物難易吸收。土壤硒形態(tài)分析中，硒的強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)、水溶態(tài)總和均大于等于全硒的50%以上，其中富含硒酸鹽（6+價、SeO42-）和亞硒酸鹽（4+價、SeO32-），亞硒酸鹽和硒酸鹽具有較高的溶解度，易為植物吸收利用[5]，說明植物富硒程度與土壤硒的有機態(tài)、水溶態(tài)水平成正比。

4 調(diào)查區(qū)微量元素特征

4.1 土壤中的微量元素特征

調(diào)查區(qū)地球化學(xué)成果顯示，土壤中的As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn含量平均值與土壤環(huán)境質(zhì)量標準值（Ⅱ類、二級：pH值6.5～7.5）比較，均未超標。表明土壤質(zhì)量環(huán)境為清潔，所有農(nóng)作物種植為安全可靠。另外，資料顯示土壤顯堿性時，土壤中重金屬元素易形成水合氫氧化物和難溶碳酸鹽或被土壤膠粒吸附固定，活度降低，不易被植物吸收利用。

4.2 植物中的微量元素特征

根系土各元素的含量與《綠色食品產(chǎn)地標準》（NY/T391-2000）中的標準值對比均小于標準值，說明大宗農(nóng)作物、蔬菜的種植地環(huán)境達到綠色食品標準。農(nóng)作物籽實樣品、蔬菜樣品中微量元素的含量與國家食品衛(wèi)生限量標準比較均低于限量標準，表明農(nóng)作物產(chǎn)品安全衛(wèi)生。

5 結(jié)論

①三原-閻良地區(qū)存在中硒土壤（0.2～0.4mg/kg）和富硒土壤（>0.4mg/kg），其中褐土分布區(qū)主要為中硒土壤及富硒土壤。調(diào)查區(qū)農(nóng)作物籽實及蔬菜均富硒也證實了富硒土壤的存在。

②硒形態(tài)分析表明，土壤中硒的強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)和水溶態(tài)的總和占全硒量的百分之五十以上，土壤顯堿性，硒有機結(jié)合態(tài)和水溶態(tài)含量高，且容易被植物吸收，因此種植的農(nóng)作物富硒程度較高。

③調(diào)查區(qū)土壤pH值均大于7，隨土壤pH值逐漸增高，硒全量總體也增高，但土壤pH值增高到8.9以后，土壤硒含量有下降趨勢。硒形態(tài)分析表明當(dāng)土壤pH值增大對強有機結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)有所控制，總體呈較弱的下降趨勢，而水溶態(tài)受土壤pH值影響不大。

④土壤調(diào)查結(jié)果表明三原-閻良地區(qū)土壤環(huán)境質(zhì)量良好，未發(fā)現(xiàn)污染跡象，植物可食部分測試結(jié)果符合國家相關(guān)限量標準，安全性良好。

三原-閻良地區(qū)富硒土壤（硒含量：0.2～0.4mg/kg）面積廣泛約178.112萬畝（1187.41km2），其中高硒區(qū)（Se>0.4mg/kg）面積約11.585萬畝（77.23km2），硒來源于沖積層，深度達1.5m，硒資源豐富。富硒區(qū)位于涇渭沖積平原區(qū)，地勢平坦，土地肥沃，涇河水資源充足，交通便利，具有開發(fā)利用富硒土壤的充分條件。該地區(qū)主要種植小麥、玉米、蔬菜、油菜等，自古號稱“天下糧倉”美稱。建議當(dāng)?shù)卣_引導(dǎo)群眾，充分利用優(yōu)質(zhì)富硒土地資源，科學(xué)合理地種植安全富硒產(chǎn)品，打造關(guān)色農(nóng)業(yè)，實現(xiàn)綠色發(fā)展，為解決本地區(qū)的“三農(nóng)”問題發(fā)揮土地的最大功能。

參考文獻：

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[5]吳耀明，楊玉愛.硒的土壤化學(xué)及其生物有效性[J].廣東微量元素科學(xué)，1995，3（7）：15.

項目名稱：

陜西省政府公益性地質(zhì)調(diào)查項目《關(guān)中-天水經(jīng)濟區(qū)（關(guān)中盆地）富硒區(qū)地球化學(xué)調(diào)查與評價》。

第9篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：野山參；純貨；籽貨；形狀特征；變異

東北三省作為野山參重要產(chǎn)地，目前生產(chǎn)的野山參已經(jīng)在市場上供應(yīng)。野山參的商業(yè)價值促使了越來越多的商人在野山參的種植上加大了資金投資。從古至今，商人為了利益并沒有在史冊中留下詳細記載，對于不同野山參的特征無從考據(jù)。作為人類主動進行生產(chǎn)的這類野山參與傳統(tǒng)天然生產(chǎn)的野山參相比，形狀特征有什么差異，又該如何進行鑒別，這是本次研究的重點。

1臨床資料

1.1野山參純貨與籽貨形狀特征

1.1.1野山參概念及分類 野山參包括純天然野生人參、半栽培半野生的人參和半栽培的人參。通常所說的山參，泛指山林中的所有人參。野山參又分為純貨（純山參、變山參）、籽貨（野籽、籽海、池底籽、基地籽）、趴貨（山趴、林下趴、籽趴、秧趴、池底）三大類。從上述分類，可以看出野山參種類繁多，純山參也只是眾多野山參中的一種。人參因參根類似人字形而得名，由于生長緩慢，深山惡劣環(huán)境壓迫，使得生長率較低。

1.1.2純貨 純山參，又稱"純貨"是廣泛而稱的山參的一種。純山參的形狀特征，從宏觀來看，玲瓏小巧，參根與整個根系相比，只占六分之一，精致中帶有野性。從微觀來看，呈燈心蘆，整體細長，較為勻稱。外皮較為細膩，光亮有油性；腿短多為兩條，分差角度大，形式元寶；細看愈傷組織突出，顯眼；從外到內(nèi)，肉質(zhì)厚實；質(zhì)地多空泡，呈海綿體狀，浸泡水中呈現(xiàn)漂浮狀態(tài)。

1.1.3籽貨 籽貨主要是在較小范圍內(nèi)進行播種，與純山參生長環(huán)境相比，生長條件略好，土壤肥力更高，從宏觀上來看，與純山參相比，籽貨體長腿長。從微觀上來看，呈喇叭蘆，較為直挺，少了純山參的痙攣蜷曲，較為整齊干凈；外皮十分豐滿，無皺紋起伏；腿長，上面粗下面細，分差角度小；面條須，柔軟但無緊固，又細又多又長；愈傷組織不突出，不顯眼；質(zhì)地較厚實，如石頭，在水中呈現(xiàn)沉降狀態(tài)。

1.2籽貨純貨變異原因 籽貨與純貨生長環(huán)境的差異是決定籽貨與純貨形狀特征變異的主要原因，例如：緯度、土質(zhì)、陽光、濕度、溫度、肥力等。純貨多沒松土，籽貨下籽時需要小松土，兩者的區(qū)別主要是有沒有松土，而松土主要改變了土壤環(huán)境條件，進一步促進了參根性狀特征的變異。

1.2.1土壤因素 人參對人類具有滋補作用，觀察其作用發(fā)現(xiàn)，土壤中的微量元素的種類和含量將直接影響影響人參的產(chǎn)量和形狀特征，通過研究文獻資料發(fā)現(xiàn)，黎廣榮等通過對不同生長條件下土壤中的無機元素含量的研究發(fā)現(xiàn)，不同土壤中的各種元素含量的差異影響環(huán)境中人參的生長情況。若是無機元素含量過少，會造成人參生長緩慢，營養(yǎng)不良，發(fā)生病變，這些都會對人參的外形、長短、枝干、須和質(zhì)地造成影響，形成不同形狀特征的變異。野山參對于生長環(huán)境要求較為嚴格，生長較為緩慢，惡劣的生長條件，使得野山參的存活率非常低，而經(jīng)過了這些磨難存活下來的野山參的生命力極強，成為山林的精靈。

1.2.2光照因素 人參的生長環(huán)境多為陰冷地方，不喜陽光，過于強烈的陽光照耀，容易引起參葉的病變，所一定量的森林覆蓋率對于人參的生長是必須的。光對植物體生長具有重要的作用，對物種的基因表達造成影響，進而改變了物種的基因選擇，產(chǎn)生變異，形成不同的形狀和特征。

1.2.3濕度因素 土壤濕度過高或是過低，都會對人參根系及須系生長造成影響。土壤濕度在適宜范圍內(nèi)，人參生長茂盛，肉質(zhì)厚實，根須茂密，土壤濕度較低，表皮粗糙，紋深干癟。

2結(jié)果

人參的根具有肉質(zhì)感，可作為臨床滋補用藥成分，因其具有多種滋養(yǎng)功效，可以延年益壽，是養(yǎng)生的良好食材。人參中的純貨和籽貨因為生長環(huán)境不同，受土壤中的無機成分、光照、濕度等因素的影響，在生物物種形狀和特征方面呈現(xiàn)變異，經(jīng)過長期的物種選擇，優(yōu)勝劣汰，使得野山參的基因發(fā)生變化，形成不同形狀特征。

3結(jié)論

人參的商業(yè)價值、營養(yǎng)價值和稀缺性使得人參供不應(yīng)求，但是人工種植的人參與天然的人參，由于生長環(huán)境（土壤、水分、陽光等）各方面的綜合影響造成野山參的純貨和籽貨形狀特征方面存在差異，表現(xiàn)在宏觀和微觀上都有不同[1-5]。

參考文獻：

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