土壤通报十篇

土壤通报篇1

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土壤通报篇2

关键词 土壤墒情；预报方法；气温因素法；河北沧州

中图分类号 S152.7；TV213 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）07-0236-03

Study on Soil Moisture Prediction Method of Cangzhou City

LV Qing-yu

（Cangzhou Bureau of Hydrolgty and Water Resoureces Survey in Hebei Province，Cangzhou Hebei 061000）

Abstract Combined with the actual situation of Cangzhou City，with winter wheat and summer maize as typical crops，variation characteristics of soil moisture in Cangzhou City were analyzed.Soil moisture variation and evolution trend of Cangzhou region were revealed.Soil moisture monitoring data of Jiedi Drought Test Station was analyzed，using P-ρ0-Δρ increase soil moisture correlation method to establish model prediction schem.Soil moisture depletion forecast scheme were developed using the soil moisture depletion coefficient method and ρt-T-ρ0 correlation method.Suitable soil moisture prediction method for Cangzhou area was discussed，and it has important popularization value for related research in similar areas.

Key words soil moisture；forecasting method；temperature factor method；Cangzhou Hebei

近年来，沧州市十年九旱，干旱已成为影响沧州市农业生产的主要气象灾害。旱灾的频繁发生严重制约了沧州区域的农业经济发展，防旱和抗旱工作任重而道远。结合沧州市主要农作物种植特点，分析沧州区域土壤墒情变化规律，探讨适合的土壤墒情预报方法[1-3]，对于做好高效防旱抗旱和农业增收有重要意义。

1 资料来源与研究方法

1.1 区域概况

沧州市地处河北省东南部，位于北纬37°28′～38°57′，东经115°42′～117°50′，下辖17个县（市区），总面积14 056 km2。沧州市属暖温带半湿润大陆性季风气候，四季分明，冬夏长、春秋短。春季干燥多风，夏季炎热多雨，秋季气候凉爽，冬季寒冷少雪。全市多年平均降水量551.1 mm，年际变化较大，年内分配不均，80%的降水量集中在6―9月，地区分布自西向东逐渐增大，多年平均蒸发量1 264 mm。全市耕地面积76.362万hm2，农作物有小麦、玉米、棉花、豆类、谷类、高粱、花生、油料、甘薯等，冬春季主要作物为小麦，夏秋季主要作物为玉米。区域内土壤质地大部分为壤土，10、20、50 cm等3个土层土壤干容重在1.35～1.55 g/cm3，凋萎系数随深度变化不明显，10～50 cm土层在6%～7%，土壤重量田间持水量一般在24%～30%。

1.2 资料来源

资料采用沧州旱情监测中心部分旱情监测站资料及捷地试验站、衡水试验站土壤墒情及气象监测成果。旱情监测站监测周期为上半年的3―6月和下半年的9―11月，每旬监测1次，即1日、11日、21日于8：00进行监测，若次降水量超过10 mm进行加测。试验站封冻期停测，其他时间正常监测，每5 d监测1次，即每月1日、6日、11日、16日、21日、26日的8：00进行监测。汛期（6―9月），当次降水大于25 mm时，进行土壤含水率变化过程监测直至稳定为止。非汛期（10月至翌年5月），当次降水量大于10 mm时，进行土壤含水率变化过程监测直至稳定为止。监测站全部采用烘干法，普通监测站监测点深度为10、20、50 cm，试验站监测点深度为10、20、50、80 cm。

1.3 土壤增墒预报

在试验站资料中选取汛期次降水大于25 mm，非汛期次降水大于10 mm的时段，摘取次降水量（P）以及降水前垂线平均土壤含水率（ρ0）和降水后垂线平均土壤含水率（ρt），同时计算出与本次降水相对应的（Δρ）（土壤含水率变幅）：

Δρ=ρt-ρ0（1）

式（1）中p0为降水前1 d的土壤含水率，ρt为降水停止后第1次测得的土壤含水率（如果由于特殊情况未取得观测值，可用消退公式计算得出）。

1.4 土壤退墒预报

1.4.1 消退系数法。消退系数法指的是根据土壤水垂向变化规律应用水文预报的方法推求逐日土壤消退系数K值用来预测土壤水的变化情况[4]。利用消退系数法建立退墒公式：

ρt=ρ0Kt（2）

式（2）中：K为土壤含水率消退系数；ρt为t日后土壤含水率（%）；ρ0为时段初土壤含水率（%）；t为间隔日数（d）。

在没有降水和灌溉的情况下，土壤含水率将随时间减小，也就是说ρt应该比ρ0小，因此K的取值应该小于1。从公式可看出，K的取值与土壤含水率的消退成反比，K大则消退慢，土壤失墒慢，K小则消退快，土壤失墒快[5-6]。将上式进行转化可得：

K=（■）■（3）

利用上式可计算出K值。将摘录时段的ρ0、ρt和间隔天数t带入公式（3），通过计算可以得出不同时期、不同深度的含水率消退系数K。

1.4.2 气温因子法。在无降水和灌溉的情况下，土壤墒情因土壤蒸发和作物散发等因素而消退，影响土壤消退的主要气象因素包括气温（T）、风力（F）等，本方法采用气温为因子对捷地旱情试验站土壤退墒变化规律进行分析。选择2测次之间无降水且退墒较明显的时段，分层摘取时段初土壤含水率ρ0和时段末土壤含水率ρt，同时摘取综合垂线平均时段初土壤含水率ρ0和时段末土壤含水率ρt，同时摘录时段内各日平均气温T，并对时段内日平均气温T求和。

1.5 预报参数率定

预报方案建立后，在沧州区域选择了旧城、杨家寺、付赵3个旱情监测站对增墒和退墒方案进行率定。经实测数据率定，比较实测值与预报值参照《水文情报预报规范》进行评定，土壤墒情资料预报合格率均在80%以上，表明所建立预报方法在沧州区域具有较好的代表性，参数合格。

2 结果与分析

2.1 土壤增墒预报

利用按要求摘取的试验站监测数据，把ρ0作为参数、P作为纵坐标、Δρ作为横坐标绘制出捷地试验站P―ρ0―Δρ相关关系见图1。从图1可以看出，ρ0不变时，正常情况下土壤含水率增幅与降水量成正比，但当Δρ增大到ρt接近土壤田间持水量时，土壤趋于饱和，Δρ基本不再增大，将无限趋近于一个常数（即田间持水量与ρ0的差值），土壤含水率将不再增加，降水会以入渗方式进入地下水或者以径流形式汇入地表水。当降水量一定时，ρ0越大则Δρ越小，表明前期土壤含水率大时降水则更不易转化成土壤水，降水以蒸发、径流、入渗形式损失掉，缩小了降水成为土壤水的比例。

以ρ0作为参数，P―Δρ关系曲线的线性为指数曲线，可表示为：

P=m×en×Δρ （4）

进行公式转换可变为：

Δρ=lnP/n- lnm/n

式（4）中m、n为常数，令1/n=a，lnm/n=b，把上面公式转换为：

Δρ=a×lnP-b（5）

a、b参数对于相同的ρ0为一常量，但对于不同的ρ0，a、b又有变化，因此a、b又是ρ0的函数，通过试算得到捷地试验站土壤增墒公式如下：

a=-0.214 2ρ0+7.555 3，b=-0.443 3ρ0+16.140 9

利用上式对该站2006年实测含水率资料进行验证，把通过预报得到的ρt与实测值进行比较，评定规范采用《水文情报预报规范》，以比较误差20%为标准，上述增墒预报方案的合格率为85.7%。

2.2 土培退墒预报

根据捷地试验站和沧州旱情监测站2测次之间无降水的时段，分深度（试验站10、20、50、80 cm；旱情监测站分10、20、50 cm）摘录ρ0、ρt和t值，计算出各深度的K值；利用同样的方法计算出垂线平均的K值。把计算出的K值按月份分别进行统计，从而得到捷地试验站的K值统计表。因为封冻期无法进行含水率监测，所以逐月K值只统计3―11月。捷地试验站逐月K值统计情况见表1。

K值变化规律：通过表1和图2可以看出同一深度的K值变化具有如下特点：11月为最高点，K值最大；5―7月为最低点，K值最小。5―7月气温高，作物生长快，作物失墒快；11月气温低，作物生长慢，作物失墒慢。由于封冻期无法进行含水率监测，因此没有明确的K值，但是根据K值的定义和变化规律分析，最大K值应该位于这个区间。按季节划分，秋季K值最大，其次为春季，夏季K值最小，失墒最快。

从图2可以看出，各土壤深度K值变化有规律，各个深度K值基本不相交，呈有规律分层次排列，10 cm K值线位于最下方，80 cm K值线位于最上方，20 cm和50 cm K值线位于中间，表明土壤深度越深K值越大，失墒就越慢，土壤深度越浅，则有相反的规律。

利用沧州旱情监测站2006年部分实测资料对根据K值预报出来的土壤含水率数值进行校验，评定规范采用《水文情报预报规范》，以比较误差20%为标准，退墒预报方案的合格率为95.2%。

运用气温因子法，假定土壤退水期时段末土壤含水率ρt与前期土壤含水率ρ0及时段内日平均气温累计值（T）有关，即令ρt=F（T、ρ0），分别对不同深度（10、20、50、80 cm）及垂线平均的ρt―T―ρ0相关关系进行分析，并分别配置了模型，以10 cm土壤深为例，设：

ρt=cρ0αT β（6）

式（6）中c、α、β为待定系数，首先假定α=1，将式（6）改写为：

ρt/ρ0=cT β（7）

点绘ρt/ρ0-T相关图，以幂指数线性定线，配置模型，从而得到：c=1.08，确定β=-0.05，再将β=-0.05代入（6）式并改写为：

ρt/T-0.05=cρ0α（8）

点绘ρt/T-0.05―ρ0相关图，同样以幂指数线性定线，配置模型，从而得到：c=1.04，α=1.02，β=-0.05，公式改写为：

ρt=1.04ρ01.02T-0.05（9）

式（8）即为10 cm土深时的以气温为因子的土壤退墒公式。其他深度及垂线平均模型分析方法相同，各土壤深度及垂线平均配置模型见表2。

用表2中各模型预报值与实测值比较，以允许误差20%控制，评定合格率均在90%以上。

3 结论与讨论

以捷地试验站为基础，并结合沧州旱情监测中心其他站点监测资料，分析了沧州区域土壤墒情演变趋势，建立了增墒和退墒预报方案，预报精度较高，预报合格率均在80%以上，可以进行墒情预报，在平原区土壤类型相似区域有一定的推广价值。

增墒预报方案采用P―ρ0―Δρ的增墒相关图法，预报方案公式为：

Δρ=a×lnP-b，a=-0.214 2ρ0+7.555 3，b=-0.443 3ρ0+16.140 9

退墒方案有2种，消退系数法和气温因子法。消退系数法退墒方案公式为：ρt=ρ0Kt，捷地试验站消退系数K值统计成果见表1。气温因子法采用无雨时段内日平均气温累计值（T）与ρt和ρ0建立ρt―T―ρ0相关模型建立进行预报，各土深和垂线平均相关模型公式见表2。

在有增墒和退墒方案的基础上进一步分析研究，建立适合沧州区域特点的土壤墒情预报模型。建议开展研究区内主要作物需水的研究，使预报更加准确。综合考虑影响土壤退墒的气象因子，建立多因子退墒模型[7]。

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土壤通报篇3

关键词：线虫；重金属；群落结构；指示生物

中图分类号：X825

文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12001203

1引言

随着金属及化工行业快速发展，农药及化肥的广泛使用，土壤重金属污染日趋严峻[1]。重金属易通过食物链在动植物和人体内富集，对环境和人体健康构成威胁。同时，重金属会直接影响土壤动植物的生长，进而影响土壤物质循环和能量转化[2]。对土壤生态毒理诊断过去更多是利用土壤基础呼吸强度及酶活性、微生物数量和种群、大中型土壤动物、蚯蚓等指标[3]，但由于不同地区的土壤类型各异、土地利用方式不同，且污染物种类和污染程度不同，现有的理化和生物指标在反映重金属污染方面存在着片面性和不确定性。因此，准确、全面评价土壤质量还需要不断完善评价指标。

土壤动物群落是土壤的重要组成部分，也是食物网稳定的关键因素，同时，作为土壤质量的潜在指示者，其重要性得到越来越多的关注[4，5]。其中，土壤线虫作为土壤动物的一部分，是生态系统重要的分解者，也是食物网流通的关键环节。线虫以多种方式改变着土壤的理化性质和生物学特性[6]，而土壤健康状况与线虫的数量和群落多样性直接相关。土壤线虫通过共生、竞争或捕食等方式相互依存，构成土壤群落的动态平衡，一旦土壤环境发生改变，线虫作为敏感的指示动物会快速响应，并导致其它级联反应，甚至破坏动物种群间的平衡，降低其土壤功能而影响整个土壤生态系统稳定性[7]。因此，利用土壤线虫作为土壤重金属污染的指示生物具有重要的理论和现实意义。

2线虫在土壤生态系统中的作用

2.1土壤线虫的分类

线虫主要栖息在土壤毛细管水中，按其取食习性和食道特征可分为四个主要类群[8]：植食线虫（Plant feeders）、食细菌线虫（Bacterial feeders）、食真菌线虫（Fungal feeders）和捕食/杂食线虫（Omnivorous & Carnivorous）。植食线虫主要取食植物根系，可直接或间接地影响菌根、根瘤的形成和固氮等作用；食细菌类线虫主要取食细菌，可指示细菌活性，对土壤氮素矿化的贡献为8%[3]；食真菌类线虫以多种真菌为食，与真菌的相互作用可促进土壤氮素矿化[9]。食细菌线虫和食真菌线虫共称为食微线虫，是初级分解过程中最为丰富多样的消费者。食微线虫可通过取食细菌、真菌等微小生物，影响微生物的生长和新陈代谢活动，改变微生物群落结构，从而调节有机物的分解速度与养分的周转速率[10]；捕食/杂食类线虫主要以线虫、线虫卵和原生动物为食，对调控土壤植物寄生线虫的数量和中小动物的危害有一定的积极作用[11]。食细菌线虫、食真菌线虫和捕食/杂食线虫统称为自由生活线虫，这类线虫能够促进土壤有机质分解，增强营养物质的矿化，提高土壤肥力，改善土壤理化形状、疏松土壤。

2.2土壤线虫在土壤食物网中的功能

土壤线虫在食物网中占据多级生态位，对于维持土壤生态系统的稳定、促进物质循环和能量流动具有重要意义[12]。线虫可以通过代谢活动改善土壤微环境，例如，促进有机质的分解和改善周围土壤的理化性质及生物学特性，改变土壤孔隙空间和团聚体大小，提高微域的稳定性，对整个土壤生物体系起到功能性的调控作用，有效提高养分利用率。其中，食微线虫还可以通过取食细菌和真菌影响微生物群落的组成，增加微生物活性，促进养分流通[13]，进而促进土壤中碳、氮的周转。有些食微线虫还可以通过调控土壤细菌和真菌群落达到抑制病害的目的[14]；Fu等[10]研究认为线虫能够携带并传播土壤微生物，调节有机复合物转化为无机物的比例；Neher[15]认为线虫排泄物可贡献土壤中19%的可溶性氮。

3土壤线虫作为环境指示生物的优势

线虫是农田土壤中多样性最为丰富的土壤动物[4， 16]，与其它土壤生物相比，线虫作为土壤生态系统健康状况的指示生物有以下几方面优势：①线虫是土壤的优势生物类群，在所有农田土壤中普遍存在，无论土壤健康或污染，均有线虫的分布，且不同种线虫可以反映土壤环境的细微变化[17]；②线虫从土壤中分离方法相对简单，且分离方法成熟、分离效率高；③其科、属鉴定相比其它土壤动物而言更为简单，且其科、属水平的群落结构分析可用于土壤健康状况的评估[18]；④线虫是典型的水膜动物，与土壤环境直接接触且移动速度慢，可反映小尺度土壤微域的变化；⑤世代周期短，一般为数天或几个月，可在短时间内对环境变化作出响应[9]；⑥形态特征与趋势特性相对应，食性丰富多样，在土壤食物网中扮演重要角色，其营养类群结构的变化与土壤生态系统过程联系紧密[5， 19]。因此，线虫作为土壤健康指示生物受到广泛关注，并在农田、草地、森林等生态系统中得到应用。

目前关于线虫指示生态毒理学的研究，包括利用单一模式线虫秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans， C. elegans）和线虫群落展开。C. elegans作为线虫的代表，是生态毒理学室内实验和现场研究中应用较多的线虫种类[20]。2002年，美国材料与试验协会标准（American Society for Testing and Materials， ASTM）颁布了将C. elegans用于土壤毒性评价的标准化指南，表明利用单一线虫进行标准化毒性测试以评估环境污染物的影响已得到初步肯定[21]。同时，线虫群落作为土壤食物网的一部分，占据多个营养级，更能反映土壤生物群落数量、组成及多样性的变化，对指示土壤环境污染更具优势[17， 19， 22]。将线虫划分为不同的营养类群并计算相关群落指数，可直接反映土壤食物网结构的变化及土壤健康状态。自20世纪80年代起，线虫群落组成结构就被作为指示生态系统变化的生物指标，最常用的线虫群落指标包括：线虫群落总数、各营养类群数量、富集指数（EI）、结指数（SI）、成熟度指数（MI）、多样性指数（H’）、线虫通路比值等（NCR）[3]。

4.1模式线虫C .elegans对土壤重金属污染的指示作用

C. elegans使生命科学及毒理学等领域许多复杂问题得以简化[23]。与其它模式生物相比，C. elegans具有易于培养、繁殖速度快、试验周期短的优点。目前，C. elegans对重金属污染具有一定的指示作用，主要集中于对种群繁殖和死亡的影响，包括致死率（Lethality）、最长寿命（Maximum lifespan）、半数致死天数（Mean lifespan）、细胞凋亡（Apoptosis）、个体发育（Development）和生殖（Reproduction）等指标，其中，致死率已成功用于评估重金属的急性毒性和致死效应[24]。杨慧敏等[25]对多代筛选的耐铜型C. elegans进行了生物学指标的研究，以期阐明铜（Cu）对C. elegans长期作用的毒性效应。结果表明耐铜型与野生型C. elegans相比，其寿命缩短、衰老提前、个体发育受到抑制，且出现繁殖率降低、生殖能力减弱、运动行为存在障碍等一系列生理变化。王大勇等[26]利用C. elegans对铬（Cr）暴露导致的多重毒性及其在世代间的可传递性进行了研究，发现Cr能够导致线虫出现多种表型和行为缺陷，低浓度Cr暴露可影响线虫发育、生殖与寿命，而高浓度Cr暴露会影响运动行为与行为可塑性。

4.2线虫群落对土壤重金属污染的指示作用

根据线虫不同的生活史策略，可将线虫划分为不同c-p（colonizer persister）类群：k策略者体型较大，可适应稳定的环境；而r策略者能够快速增长，可适应多变的环境[27]。Shao等认为线虫c-p类群能反映环境压力，c-p较高的类群能很好地指示重金属污染[28]。为研究土壤线虫群落结构对电子垃圾污染区重金属的响应，王赢利等[29]采集了8块稻田的土壤样品，结果显示，土壤线虫c-p2类群的比例随着重金属污染程度的增加而增加，而c-p3类群与之相反，认为线虫群落数量和结构可作为评价电子垃圾重金属污染的生物指标。Nagy等[30]利用石灰质的农田黑钙土壤，研究了镉、铬、铜、硒和锌污染对土壤线虫的长期影响，发现当重金属污染物浓度达到90和270 mg/kg时，线虫密度显著减少。白义等[31]发现重金属严重污染区土壤动物的数量和类群数量稀少，而轻度污染区土壤动物的密度大、群落多样性高，稀有类群大量出现。表明土壤线虫多样性构成能够准确响应重金属污染，同时对污染物浓度有一定的指示作用。

4.3群落生态指标对土壤重金属污染的指示作用

土壤线虫的富集指数（Enrichment Index， EI）和结构指数（Structure Index， SI）可直观反映土壤线虫与土壤肥力的关系以及环境干扰程度[20]。EI主要用于评估食物网对可利用资源的响应，SI可以指示土壤在受到干扰及恢复过程中食物网结构的变化[32]。土壤线虫的成熟度指数（Maturity Index， MI）是土壤重金属污染的有效指标，随着土壤受干扰程度的增加而降低[8]。线虫通路比值（Nematode Channel Ratio， NCR）为食细菌线虫与食微线虫数量之比，可用于指示土壤有机质的分解途径，NCR值为0表示土壤有机质分解完全依靠真菌分解途径；若值为1，则完全依靠细菌分解途径[17]。香农-威纳尔多样性指数（Shannon-Wiener index， H’）可响应环境变动，能为土壤受扰动提供有效的关键信息。Gyedu-Ababio等[33]研究发现，线虫丰度、H’和群落结构可响应重金属金属污染（Zn、Cu、Pb、Fe）。华建峰等[34]对矿区不同砷（As）污染程度土壤线虫群落结构特征进行了研究，发现低浓度As和中浓度As土壤的自由生活线虫成熟度指数（IM）显著高于高浓度As土壤，但植物寄生线虫成熟度指数（IPP）和IPP/IM比值则表现出相反的趋势，认为高As土壤的食物网受到As污染的干扰较大，群落环境质量较差。Nagy等[31]认为硒还会使线虫在属水平上的H’降低，SI随土壤中重金属浓度的升高而降低；研究还指出，MI和SI的同步使用是应用线虫群落指示土壤重金属污染的值得推广的方法。

5结论和展望

综上所述，线虫作为指示生物具有生命周期短、分离、计数和鉴定简单等优点，对环境质量及重金属污染状况具有重要的指示作用。自20世纪后期，越来越多的研究开始使用线虫群落组成结构作为陆地生态系统环境变化的生物指标，且随着多种群落指数和方法的不断更新，这些方法在反映土壤环境受扰动和外界因素影响方面起到重要作用。然而，不同地区由于其土壤结构、污染物类型以及当地土壤线虫的特殊习性不同，现有的指标仍存在片面性，其指示作用也具有一定局限性。因此，综合模式线虫以及线虫群落结构的各项指标共同指示土壤健康状况，同时建立和完善新方法是一项亟待解决的任务。进一步开发和深入研究线虫的生物指示作用，用于土壤污染的检测，使之成为环境生态毒理诊断中最为有效的检测方法之一。

2017年6月绿色科技第12期

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Advances in Biological Instructions of Nematode on Soil Heavy Metal Pollution

Qi Lin1， Han Chenghui1， Song Xiuchao2， Zhang Ruimin1， Guan Ying1

（1.School of Environment and Ecology， Jiangsu Vocational College of Cities， Nanjing 210019， China；

2.Institute of Agricultural Resources and Environment， Jiangsu Academy of Agricultural Sciences， Nanjing 210014， China）

土壤通报篇4

    1 材料和方法

    2 结果与分析

    2.1 培肥措施对产量和产值的影响

    2.2 培肥技术肥料成本分析

    不同培肥技术措施,投入成本也不相同,具体统计见表4。按照10号棚不同培肥措施分析,生物复合肥与减半量的粪肥和复合肥结合培肥模式产量最高,比常规施肥节省2 220元·hm-2;根据13号棚不同培肥措施分析,秸秆还田、堆沤粪肥、生物复合肥和配方肥集成措施增产效果十分突出,比常规施肥模式肥料投入成本仅仅高2 400元·hm-2。

    2.3 培肥技术对土壤微生物数量的影响

    针对堆沤粪肥、商品有机肥、秸秆还田、生物菌肥等不同培肥措施,对土壤细菌、真菌、放线菌总数进行调查分析,具体结果如表5。

    根据对新建后种植一茬的土壤微生物总量分析结果,不同的培肥处理细菌和放线菌总数增加明显,这与有机肥的使用、秸秆还田、土壤剖面性状的改善及通透性的改善有关。培肥后细菌增加了2~3倍左右,放线菌增加了10倍多。根据不同培肥措施来比较:秸秆还田+堆沤粪肥+生物复合肥+配方肥综合培肥措施,对土壤微生物数量影响最大。土壤中的微生物种类繁多,数量极大,1 g肥沃土壤中通常含有几亿到几十亿个微生物,贫瘠土壤每g也含有几百万至几千万个微生物,微生物种类和数量越多,土壤越肥沃。通过培肥的施用,土壤中的微生物成倍的增加,有助于腐殖质、有机质的形成,腐殖质分解,释放出其中的养分供植物吸收利用。土壤中的真菌有许多能分解纤维素、木质素和果胶等,对自然界物质循环起重要作用[10]。

    3 结论

    (1) 西青区王稳庄镇新建设施基地土壤,耕层浅,耕层土壤有机质、全氮、全磷、有效磷含量较低。

    (2)针对新建设施,通过在菜瓜上采取施用配方肥、秸秆还田、施用有机肥等培肥措施示范比较,减半量的生物复合肥、堆沤粪肥和复合肥结合培肥模式比常规施肥增产2 430 kg·hm-2、节本增效3 825元·hm-2,秸秆还田+堆沤粪肥+生物复合肥+配方肥集成措施比常规施肥模式增产23 610 kg·hm-2,节本增效15 705元·hm-2。

    (3)本试验培肥后,土壤细菌增加了2~3倍左右,放线菌增加了10倍多,根据不同培肥措施来比较:秸秆+堆沤粪肥+生物复合肥+配方肥集成培肥措施对土壤微生物数量影响最大。但是,值得探讨的是,农民对生物有机肥和普通有机肥不认可的原因在于单一生物肥与化肥结合作底肥,效果一般的原因在于新建设施基地土壤质地较差,土壤通透性低,保肥保水与供肥能力差,根据试验分析可见,新建设施土壤培肥不能单纯依赖商品生物肥或有机肥来改善土壤结构,应当适当配合增施一些畜禽粪肥以提高商品有机肥或生物肥效果的发挥[11-12]。

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土壤通报篇5

霍汉鑫①HUOHan-xin；苏文湫①SUWen-qiu；朱亦珺①ZHUYi-jun；宋爽①SONGShuang；

董瑞芬②DONGRui-fen；陈斌①CHENBin；鞠丽萍①JULi-ping

（①北京矿冶研究总院，北京100160；②中国中元国际工程有限公司，北京100089）

（①BeijingGeneralResearchInstituteofMiningandMetallurgy，Beijing100160，China；

②ChinaIPPRInternationalEngineeringCo.，Ltd.，Beijing100089，China）

摘要：Cd作为重金属污染物中毒性最强的元素之一，已经对我国土壤特别是农田土壤造成了严重污染。由于Cd在土壤环境中有不可降解性，其毒性具有隐蔽性与积累性，如果含Cd的污染物富集在动植物内，就可以通过食物链对人类的健康造成风险。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。因此，本文对土壤与Cd的吸附机理与影响两者相互吸附的水土环境因子进行了综述。

Abstract:Asoneofthemosttoxicelementsofheavymetalscontaminantsinsoil,CadmiumhasledtoseriouspollutionforcultivatedsoilinChina.Sincethelowbio-degradability,Cadmiumcouldhasahighaccumulationabilitywithoutimpactingthegrowthofplants.Afterwards,Cadmiummayhasastrongriskandtoxicityeffectforhumanthroughfoodchain.OnceCadmiumappearsinsoil,thesorptionbetweensoilandCadmiumisimpactedbythedifferentfactorsofsoilandgroundwaterparameters,thestabilityandtransportationofCadmiumisalsoaffected.Therefore,thefactors(e.g.,pH,organicmattercontent,claymineralsdifferenttypesofelectrolytesandionicstrength,etc.)influencingthesorptionbehaviorbetweensoilandCadmiumiscriticallyreviewedandsummarized.

关键词 ：土壤；Cd；吸附；水土环境

Keywords:soil；Cadmium；sorption；water-soilenvironment

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》（GB15618-1995）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》（HJ332-2006）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》（GB15618-1995）中的规定。温室蔬菜产地环境质量评价标准（HJ333-2006）中规定当土壤pH<7.5时，土壤的Cd含量应小于0.30mg/kg；当土壤pH>7.5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》（GB4284-84）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（pH<6.5）应小于5mg/kg，在碱性土壤（pH>6.5）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）。

3.1pH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（0.001～0.1Cdμmol·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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土壤通报篇6

土壤安全是国家生态安全的基础，直接关系到国民经济的发展，农产品安全和人体健康，对促进国民经济的持续发展和保障人民群众的身体健康具有十分重要的战略意义和现实意义。为了掌握土壤污染的状况，查明污染的原因，为制定土壤污染防治对策提供决策依据，国家环保总局组织开展了全国性的土壤污染状况调查工作。

我市的土壤调查是河北省土壤调查的组成部分，本次调查工作是在省土壤污染状况调查领导小组的指导下，以全市环保系统监测队伍为主体，开展全市土壤现状调查工作。

二、目标任务

通过开展全市土壤调查，全面、系统、准确掌握我市土壤环境质量总体状况，查明重点区域土壤污染类型、程度和原因，评估土壤污染风险，确定土壤环境安全等级，建立我市土壤环境监测网络，优化我市土壤监测点位，开展土壤例行监测，提升土壤环境监管能力。

三、工作重点

（一）全市土壤环境质量状况调查与评价

1、调查目标

通过开展土壤环境质量现状调查与评价，掌握我市土壤环境质量总体状况，阐明区域土壤污染的特征，评价土壤环境质量状况，为建立土壤环境质量监督管理体系，防治土壤污染提供基础数据和准确信息。

2、调查范围

土壤污染状况调查的总体范围为*市全部辖区。针对不同土壤类型和土地利用类型进行全面、系统的土壤环境质量现状调查。

3、主要调查内容

在全市范围内系统开展土壤现状调查，分析重金属、农药残留、有机污染物等项目及土壤理化性质，根据各县(市、区)土地利用情况及土壤污染类型，有针对性地增测特征污染指标。

4、预期成果

（1）*市土壤环境质量状况调查与评估报告；

（2）建立*市土壤样品库；

（3）*市土壤环境质量数据库；

（4）*市土壤环境质量图。

（二）土壤环境背景点环境质量调查与对比分析

1、调查目标

通过开展全市土壤环境污染状况调查，掌握我市土壤环境质量从“七五”期间至今二十年的变化状况，查明土壤污染状况及其成因，阐明区域土壤污染的特征，为土壤环境资源合理开发利用提供科学依据，保护和合理利用土地资源。

2、调查范围

以“七五”全国土壤环境背景值调查布设的10个土壤典型剖面点位作为本次调查的背景点，原布设点位已不具备采样条件的，取消该背景点，同时提供原背景点的现场景观照片和出具核准说明书。

3、主要内容

采集可对比的土壤样品，进行相同项目的测试分析，对比相关的监测结果，对比分析我市20年来土壤背景值和土壤环境质量变化情况，积累土壤环境质量基础数据，建立土壤环境背景点的样品库。

4、预期成果

（1）编制*市土壤背景点环境质量状况及其20年变化分析评价报告；

（2）建立*市土壤环境背景点样品库；

（3）建立*市土壤环境背景值数据库。

（三）重点区域土壤污染水平调查与评估

1、调查目标

在全市土壤环境质量调查评价的基础上，结合我市环境综合整治重点，对重点区域开展土壤污染调查，查明土壤污染类型、分布、范围、程度和污染物种类、来源，分析污染成因以及发展趋势，提出土壤污染物优先控制清单，为土壤污染防治奠定基础。

2、调查范围

根据《全国土壤污染状况调查总体方案》划分的十类区域，依照《河北省土壤污染状况调查实施方案》的要求，对我市可能受到污染的区域开展土壤污染调查，具体范围为：

（1）工业企业周边：*市钢铁有限公司、中煤旭阳焦化有限公司、建滔焦化有限公司；

（2）交通干线：1*国道；

（3）固体废物堆放场地：白马河垃圾填埋场；

（4）污灌区：宁晋县污灌区、新河县污灌区；

（5）畜禽养殖：宁晋县养牛场、南和县养猪场、南宫县养牛场、内丘县养殖场；

（6）自然保护区：内邱县杏峪自然保护区。

3、主要内容

（1）按照《全国土壤污染状况调查技术规定》的有关要求和统一表格，收集重点调查区域有关污染源的基础信息和相关资料。根据不同的污染类型，对土壤样品、地表水、地下水、农产品同步采样并进行分析测试；

（2）调查、监测重点区域土壤污染的类型、范围、程度及土壤污染区的空间分布情况，并分析污染成因；

（3）建立重点区域土壤污染样品库；

（4）土壤污染风险评价。

4、预期成果

（1）*市土壤污染重点区域分析评价报告；

（2）*市重点区域土壤污染风险评估与环境安全性报告；

（3）*市重点区域土壤污染样品库；

（4）*市重点区域土壤污染档案。

四、时间安排

全市土壤污染专项调查，从20*年10月起到20*年完成，分三个阶段进行。

第一阶段：20*年10月－20*年6月底为准备阶段，主要任务是制定调查工作方案、调查技术方案、调查点位布设方案，落实调查经费等。

第二阶段：20*年7月－20*年底为实施阶段，主要任务是完成调查工作的调查点位布设、剖面数量及准确位置确定、野外采样和室内的数据分析工作。

第三阶段：20*年为总结阶段，主要任务是编制调查总报告和各专题报告，全面总结和集成调查成果。

土壤通报篇7

关键词：土壤质地；凋萎湿度；作物；苗期生长

中图分类号：S154.4 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2012）20-4473-03

从2010年10月开始，中国气象局观测司与湖北省气象局观测处对湖北20个农业气象观测站安装了自动土壤水分观测仪，为了使安装在作物与固定地段上的自动土壤水分观测仪能顺利投入业务运行，需要提供土壤水文、物理特性参数，以确保探测资料准确有效。为此，对湖北省自动土壤水分观测地段的土壤容重、田间持水量、凋萎湿度进行了测定。关于这方面的研究报道不多，乔照华[1]基于大田土壤试验研究了土壤的凋萎系数与其土壤物理性黏粒含量、有机质含量以及土壤全盐含量之间的关系。这里着重探讨了不同土壤质地对作物凋萎湿度及苗期生长的影响，旨在为开展实时土壤墒情服务提供科学依据。

1 材料与方法

对湖北省20个农业气象观测站进行了土壤容重及田间持水量的测定，然后取回0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm、30～40 cm、40～50 cm、50～60 cm、70～80 cm、90～100 cm共8个层次的土样，每个层次4次重复，进行凋萎湿度的测定。

凋萎湿度测定在荆州、武汉两个农业气象试验站进行，采用的仪器及工具有：玻璃容器；配制营养液的氮、磷、钾肥；烘干称重法测定土壤湿度所需全套仪器设备；蜡纸、细沙；孔径3 mm的土壤筛；阿斯曼通风干湿表等。

凋萎湿度测定按照中国气象局农业气象观测规范的要求[2]，采用栽培法测定，即把指示作物（大麦）栽种到土表封闭的玻璃容器中，当指示作物的所有叶片出现凋萎且在空气湿度接近饱和、蒸腾作用最小的情况下仍不能恢复时，测定容器中的土壤湿度，作为凋萎湿度。

2 结果与分析

2.1 不同土壤质地对作物凋萎湿度及苗期生长的影响

从表1可以看出，按作物凋萎湿度综合平均值的大小，可以分为3种土壤质地类型：一是沙土类。平均凋萎湿度为3.9%，指示作物大麦出苗速度较快，凋萎速度亦快，时间仅70 d左右；其保水保肥能力差，作物长势较差，只发小苗不发老苗。二是黏土类。平均凋萎湿度为10.2%，大麦出苗速度较慢，凋萎速度亦慢，时间最长在120 d左右；其保水、保肥能力较强，作物长势一般或较差，发老苗不发小苗。三是壤土类。平均凋萎湿度为7.2%，大麦出苗速度较快，凋萎速度居中，在100 d左右；其保水保肥能力中等，既发小苗又发老苗，作物大部分长势良好。

2.2 不同海拔高度取样与作物苗期长势的关系

海拔高度为1 074 m的有利川，土壤性质为沙壤土，大麦长势一般。

海拔高度200～600 m的有来凤、建始、房县、郧西等，来凤、房县大麦长势稍好；建始、郧西大麦长势差。

海拔高度80～130 m的有襄阳、夷陵、谷城、随州等，除夷陵、谷城大麦长势较好以外，其他两个地方大麦长势较差。

海拔高度60～70 m的有咸宁、宜城、英山等，英山大麦长势好，其他两个地方大麦长势一般。

海拔高度20～50 m的有阳新、仙桃、天门、荆州、应城、武汉等，仙桃、天门大麦长势较差，其余4个地方大麦长势好。

过去有关研究[3]认为，湖北省山区小流域不同海拔和坡位土壤养分分布随海拔降低，土壤有机质和速效氮含量有增加趋势，不同坡位土壤养分表现出向下汇集的趋势，即平原土壤养分含量高于下坡位，下坡位土壤养分含量高于上坡位和中坡位。这样土壤肥力与海拔高度呈负相关。而上述资料却没有反映出这种差别，可能是因为试验为之提供了可供苗期均衡生长的养分。这是土壤性质影响凋萎湿度的一个旁证。

3 小结与讨论

各气象站凋萎湿度测定值差别的主要原因是土壤质地的不同。土壤水分和空气都是土壤肥力的重要物质基础，两者互为制约，互为消长，即土壤水分多空气就少，如黏土类通气性不良，透水性差，保水保肥能力强，故作物不发小苗发老苗，虽长势较差，但作物凋萎速度缓慢，凋萎湿度最高，平均值为10.2%；反之，土壤水分少空气就多，如沙土类，其蓄水能力弱，保肥能力差，含养分少，只发小苗不发老苗，故植物凋萎速度快，凋萎湿度最小，平均值为3.9%；而壤土类通气透水性良好，保水保肥性较强，耕性良好，适宜于各种作物生长，既发小苗又发老苗，其水分适中，既有一定数量的大孔隙，还有相当多的毛管孔隙，凋萎湿度居中，平均值为7.2%。这种“消长”关系，对作物的生长发育和产量，对土壤的热量状况和其他肥力因素都有明显的影响[4-8]。因此，必须采取各种农业措施如排灌、耕作、施肥等，改善农田小气候，调节土壤的水、肥、气、热状况，创造一个适宜作物生长发育的良好环境条件。

参考文献：

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[2] 中国气象局.农业气象观测规范[M].北京：气象出版社，1993. 76-88.

[3] 高雪松，邓良基，张世熔，等.不同利用方式与坡位土壤物理性质及养分特征分析[J].水土保持学报，2005，19（2）：53-56.

[4] 张翠英，刘了凡，司奉泰.土壤凋萎湿度测定注意事项[J].山东气象，2005，12（4）：57-58.

[5] 李小刚.甘肃景电灌区盐化土壤的吸湿系数与凋萎湿度及其预报模型[J].土壤学报，2001，38（4）：498-505.

[6] 段兴武，谢 云，冯艳杰，等.东北黑土区土壤凋萎湿度研究[J].水土保持学报，2008，22（6）：212-216.

土壤通报篇8

关键词：台湾相思；水源涵养林；土壤物理性质

中图分类号 S79 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）14-0122-02

Abstract：Acacia is tolerance to drought and barren，and benefical to improve soil conditions and of some material value. The paper surveied soil of dominant species in the community of Acacia water conservation forest to study the soil physical properties. Soil moisture content and soil compactness of Acacia was low，and the soil was relatively poor and tolerance to drought and barren Therefore，Acacia was suitable for planting in waterless barren regions.

Key words：Acacia；Water conservation forest；Soil physical properties

台湾相思（Acacia confusa Merr.），为含羞草科金合欢属，其生长迅速，耐干旱瘠薄，适应性强，自身拥有根瘤，具较强的固氮能力，能够改善土壤条件、涵养水源。土壤物理性质可以反映土壤肥力状况，是保持水土、涵养水源的重要评估指标。不同树种的生态学特征不同，对土壤物理性质的影响效果也不同[1-3]。目前关于台湾相思林分与土壤特性的相关性报道并不多，而台湾相思具有重要的树种特性，研究台湾相思水源涵养林土壤的物理性质具有重要的意义。本文通过研究台湾相思水源涵养林的土壤容重、孔隙度和水分，探索其土壤物理性质的变化，为台湾相思林的合理经营与水土保持提供科学依据。

1 研究区概况和研究方法

1.1 研究区概况 研究区位于福建省南安市眉山乡，该地海拔约913m，年降水量1 661mm，年平均气温18℃，属于亚热带海洋性气候，春天雾较多，夏天较凉，适宜种植台湾相思。试验地是水源涵养林的台湾相思群落，台湾相思占86%，台湾相思林龄为5a，土壤类型为黄红壤。

1.2 研究方法 研究区设置样地15块（20m×20m），总面积6 000m2。在每个样地内采用相邻格子法随机取样三次，土壤剖面分A层（0～20cm）、B层（20～40cm）、C层（40～60cm）。用100cm3环刀取各层土样，采用国家标准法测定土壤的容重、孔隙度和含水率。

1.3 数据处理 采用Excel2003统计分析软件对实验数据进行统计分析，用Spss20.0统计分析软件进行方差分析。

2 结果与分析

2.1 台湾相思各层土壤容重 土壤容重表明了土壤透水性、通气性和结构等阻力情况，可评估土壤的物理性质。如表1所示，研究区台湾相思各层平均土壤容重从大到小依次为C（1.36g・cm-3）、B（1.28g・cm-3）、A（1.25g・cm-3），各土壤层容重频度呈正态分布。说明台湾相思林分A层土壤相对疏松，透水性和通气性相对较好，这是由于台湾相思凋落物营养物积累在A层，细菌相对较多，促进了表土层的呼吸。随着土层深度的增加，土壤容重逐渐增加，表明越深层的土壤相对贫瘠，这与深层土壤受凋落物堆积及其他细菌、真菌等活动密切相关。

2.2 台湾相思各层土壤总孔隙度 总孔隙度在很大程度上影响了土壤的水、气、热、肥及微生物活性。如表2所示，研究区台湾相思各层土壤平均总孔隙度从大到小依次排列为B（39.81%）、A（39.65%）、C（32.71%），各层土壤总孔隙度分布频度呈正态分布。A层和B层的平均总孔隙度值相当，这与两层土壤受到地面凋落物、其他土壤微生物和根系分布情况等的对土壤孔隙度综合作用相似。

2.3 台湾相思各层土壤含水率 如表3所示，研究区台湾相思各层土壤平均含水率从大到小排列依次为B（3.56%）、A（3.39%）、C（3.13%），其分布频度均大致呈正态分布。由此可见，台湾相思各土壤层的含水率在一定范围内相对稳定，以土壤B层含水率最大。研究地的土壤相对干旱，A层土壤的含水量比B层的小，说明台湾相思林内的持水量可能较少，凋落物不多。而从树种特性看，台湾相思是耐干旱的树种，对于水分要求不高，适合于较为干旱的土壤上栽植。

3 讨论与结论

研究表明，台湾相思林各层土壤容重从大到小依次为C（1.36g・cm-3）、B（1.28g・cm-3）、A（1.25g・cm-3），各层土壤平均总孔隙度从大到小依次排列为B（39.81%）、A（39.65%）、C（32.71%），各层土壤平均含水率从大到小排列依次为B（3.56%）、A（3.39%）、C（3.13%），土壤各层的各物理性质指标存在一定变化。研究发现，台湾相思林分的土壤含水率较低、土壤相对贫瘠、土壤紧实度相对较低，且台湾相思是一种耐干旱瘠薄的优良树种，适宜种植在干旱荒芜地区。而在水源涵养林中，台湾相思林分的凋落物较少，导致最表层土壤的含水率相对较低，从长期的森林经营方向考虑，可逐步改造为混交林，套种的混交树种则可栽植凋落物较多、持水能力较强的树种，促进逐步改善土壤条件。

通过测定台湾相思水源涵养林土壤的容重、总孔隙度、含水率等物理指标，研究本研究区台湾相思水源涵养林生长对土壤物理性质的影响。由于本研究中只测定了土壤容重、总孔隙度、含水率三个指标，今后可研究其他物理指标及各因素之间的相互作用，且可进一步考虑不同坡位对土壤物理指标的影响[4-5]。

参考文献

[1]王风，韩晓增，李海波，等.不同黑土生态系统的土壤水分物理性质研究[J].水土保持学报，2006，20（6）：68.

[2]邱治军，曾震军，周光益，等.流溪河小流域3种林分的土壤水分物理性质[J].南京林业大学学报，2010，34（3）：63-65.

[3]李灵，张玉，孔丽娜，等.武夷山风景区不同林地类型土壤水分物理性质及土壤水库特性[J].水土保持通报，2011.31（3）：60-65.

[4]侯晓丽，薛晔，薛立，等.不同坡位杉木林土壤物理性质和养分的时空变化[J].安徽农业大学学报，2013，40（5）：721-725.

土壤通报篇9

关键词蚯蚓;土壤生态系统;重要地位;生态修复

AbstractAs an important part of the soil ecosystem，earthworms are a bridge between the terrestrial lives and soil ecosystem. Not only can earthworms promote the decomposition of garbage and the mineralization of organic matter，increase soil nutrient content，improve soil physical and chemical properties，but also promote microorganism’s growth and improve the yield or quality of crop. The ecological resoration was advanced too. Therefore，The important position of earthworm in the soil ecosystem was summarized in the article to provide some new ideas about improving poor soil， developing a new husbandry.

Key wordsearthworm;soil ecosystem;important roles;ecolgical restoration

蚯蚓属大型土壤动物，其生物量占土壤动物总量的60%，属腐食性动物，特别喜食发酵后的畜禽粪便、腐烂的瓜果、富含钙质的枯枝落叶等。蚯蚓是土壤中的主要动物类群，在生态系统中具有重要功能，可以促进植物残枝落叶的降解，促进有机物质的分解和矿化，提高植物营养，改善土壤结构，修复被污染的土壤等[1]。

另外，蚯蚓粪含有益菌数量可高达20万~20 000万个/g，能将有机物、微生物和作物生长相结合，进而改善土壤环境。其次，蚯蚓粪颗粒均匀、保水透气性能强，也可以加速土壤团粒结构的形成，并能从根本上解决土壤板结的问题，提高土壤通透性、保水性和保肥能力，有利于微生物的繁殖，且能增强土壤养分的储存能力。可以说，在土壤中蚯蚓数量的多少是土壤是否健康的重要标志之一。蚯蚓及其粪便在土壤生态系统中扮演着不可或缺的角色，笔者从5个方面阐述了蚯蚓在土壤生态系统中的重要作用。

1分解土壤废弃物

蚯蚓作为重要的腐生生物，广泛存在于自然生态系统中。蚯蚓食性广、食量大，其体内可分泌出分解蛋白质、脂肪、碳水化合物和纤维素等各种酶类，消化道中有大量微生物，可以绝大多数植物性有机垃圾为食。根据对排出的颗粒状蚯蚓粪研究，发现其中不仅含有多种酶和微生物，还含有丰富的腐殖质和N、P、K等营养元素[2]。根据这一特点，蚯蚓具有处理生活及商业垃圾、净化土壤、消除公害的作用。人们可利用蚯蚓处理造纸厂的污泥、酒厂和畜禽水产品加工厂的废物废水及城市垃圾，可以真正地实现垃圾的无害化、减量化和资源化。1 hm2土壤中的蚯蚓每年可以处理1 500 t有机垃圾，生产30~60 t蚯蚓，产出555 t高级蚯蚓粪[3]。

2改善土壤理化性质

蚯蚓不断地纵横钻洞和吞土排粪，能改变土壤的理化性质，使板结贫瘠的土壤变得疏松多孔、通气透水、保墒肥沃且能促进作物根系生长，既可免耕或少耕，又可提高土壤肥力，节省劳力，节约能源和增加产量[4]。

2.1对土壤物理性质的影响

蚯蚓通过在土壤中的一系列活动对土壤结构、团聚体形成及植物生长和养分吸收所需的物理条件有十分重要的影响。邱江平等[5]认为，蚯蚓不仅参与和促进有机物质的分解，增加土壤养分，其活动还能在土壤中构成大量纵横交错的孔道，这些孔道往往被蚯蚓排出的粪粒填充，粪粒互相堆叠形成许多非毛管孔隙，这些网状孔道和孔隙大大增强了土壤的通气性和透水能力。

另外，施用蚓粪可以明显降低土壤容重，增加土壤总孔隙度。这是因为蚓粪本身就是极好的团粒结构，富含腐殖质，腐殖质为亲水胶体，保水能力强，腐殖质和粘粒结合形成团粒，在团粒内部有许多毛管孔隙，也能保存较多水分被植物利用。由于腐殖质是棕黑色的物质，在土壤中的含量越多，土壤颜色就越深，即可增加吸收日光热能，有利于提高土温。同时，腐殖质保水能力强，导热性小，利于土壤恒温和作物根系的生长。因此，蚓粪多的土壤富有合理的团粒结构和保持水肥的能力，有机物被蚯蚓吞食后，经消化形成酸碱中性、水气调和、孔隙大的团粒结构，耐水冲刷，且有保水、保肥的性能，有利于农作物生长发育[6]。

2.2对土壤化学性质的影响

蚯蚓在其生命活动过程中，除了形成大量品质优良的土壤团聚体外，还加强了土壤有机物质的分解与转化，促进土壤腐殖质的形成和富集，从而为提高土壤肥力创造了良好的物质基础。

蚯蚓可将有机质与矿物质土混合，形成富含有机质的土壤微粒，为有机质提供物理保护，进而减慢有机质的周转，提高土壤潜在的碳吸存能力。另外，据陈宝书等[7]测定，蚯蚓粪中有机质含量为19.47%~42.20%，腐殖酸含量11.7%~25.8%，氮磷钾总养分>3%。可见，蚓粪不但含有植物所需的常量元素，且通过微生物作用，使矿物质元素变成水溶性的易被植物吸收的有效成分以及未知的植物生长素[6]。李辉信等[8]研究表明，接种蚯蚓处理土壤的矿质氮、硝态氮和微生物量碳、氮含量提高，蚯蚓具有扩大土壤微生物量氮库和促进有机氮矿化的双重作用，另外对土壤结构和氮素供应条件的改善以及植物外源激素的增加也具有促进作用。

3与土壤微生物的相互作用

蚯蚓摄取的有机质在胃囊内经机械研磨，在肠道内经生物化学的联合作用被分解为理想的颗粒，这些颗粒比表面积大，物理化学性质稳定，非常适合微生物的增殖，从而使蚯蚓的排泄物或其产生的脱落物十分细碎，且比原有机质具有更高的微生物活性。在这个过程中，有机物中重要的植物营养，特别是N、P、K和Ca被释放而且通过微生物行为转化为更易溶和更易被植物利用的成分[9]。

蚯蚓体内广泛存在着微生物，且其数量的动态变化又相当复杂。Bar-ness[10]研究表明，蚯蚓和微生物的联合作用对有机质的分解以及矿物营养的释放起着非常重要的作用，目前已从蚯蚓体内分离到包括细菌、藻类、原生动物、放线菌、真菌甚至线虫在内的各类生物。反过来讲，蚯蚓活动不仅对微生物的种群结构和数量产生影响，而且对微生物的活性也会产生影响。

另外，蚯蚓粪中富含细菌、放线菌和真菌。这些微生物不仅使复杂物质矿化为植物易于吸收的有效物质，而且还可以合成一系列有生物活性的物质，如糖、氨基酸、维生素等，这些物质的产生使蚯蚓粪具有许多特殊性质[11]。蚯蚓粪中大量微生物活动的结果除了能够增加土壤中矿质营养和腐殖质外，还能产生多种维生素、抗生素、生长素等，具有促进根系发育、刺激作物生长、增强抗病能力之功效。

总而言之，蚯蚓在土壤生态系统中的活动，一方面给土壤接种细菌，另一方面又能改善土壤的生活环境，为微生物的旺盛繁育创造有利的条件，能显著提高土壤微生物的活性和生物化学功能。

4蚯蚓活动对作物增产的效果

蚯蚓活动的结果可大大改善土壤中水、肥、气、热状况，从而为作物增产提供十分有利的生育条件。可见，蚯蚓作为重要的生物动力资源，不但可以加速土壤结构的形成，还能促进土肥相融[12-13]。

崔玉珍等[2]通过培养与盆栽试验表明，施用蚓粪不但可显著提高草莓产量，同时还可改善草莓的品质。另外，在施有蚓粪的土壤中栽培和种植豌豆、油菜、黑麦、玉米、稞麦或马铃薯可分别增产3、6.2、0.6、2.5、1.64、1.35倍[3]。

5生态修复功能

戈峰等[14]对蚯蚓在Cu及一些重金属污染区的土壤改造和生态恢复中的作用进行了研究，发现蚯蚓可用于生态修复。伏小勇等[15]通过向供试土壤中添加CuSO4、ZnSO4、Pb(Ac)2、HgCl2模拟受污土壤，研究接种于其中的微小双胸蚯蚓对重金属的富集作用。结果表明，蚯蚓对各种重金属的富集量随着培养时间的增加而变化。李扬等[16]研究认为，蚯蚓粪具有特殊的物理、化学、生物性质，推测其能改变重金属的生物有效性，具有修复土壤重金属污染的潜力。

6参考文献

[1] 金亚波，韦建玉，屈冉.蚯蚓与微生物、土壤重金属及植物的关系[J].土壤通报，2009，40(2):439-445.

[2] 崔玉珍，牛明芬.蚯蚓粪对土壤的培肥作用及草莓产量和品质的影响[J].土壤通报，1998，29(4):156-157.

[3] 李典友，潘根兴，向昌国，等.土壤中蚯蚓资源的开发应用研究及展望[J].中国农学通报，2005，21(10):340-347.

[4] SHIELDS E B.Raising Earthworms For Profit[M].Published by Shields Publications，1994.

[5] 邱江平.蚯蚓及其在环境保护上的应用:I. 蚯蚓及其在自然生态系统中的作用[J].上海农学院学报，1999，17(3):227-232.

[6] 贺淹才.蚯蚓对改良土壤和改善农业生态环境的作用[J].黑龙江农业科学，2004(6):42-44.

[7] 陈宝书，陈本建，张惠霞，等.蚯蚓粪营养成分的研究[J].四川草原，1998(3):22-24.

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[13] 张卫信，陈迪马，赵灿灿.蚯蚓在生态系统中的作用[J].生物多样性，2007(2):142-153.

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土壤通报篇10

关键词：CSLE；3S；土壤侵蚀模数；土壤侵蚀经济损失

中图分类号：S157.1文献标识码：A文章编号：1674-9944（2013）10-0052-04

1引言

我国是水土流失最为严重的国家之一，水土流失日渐成为我国头号环境问题[1]。自20世纪中后期，各国大力开展土壤侵蚀的定量预测研究，其中美国取得了突出的成就，1954年美国农业部农业研究局建立了著名的通用土壤侵蚀方程（USLE）[2～4]。中国研究土壤侵蚀预报模型相对较晚，自20世纪50年代，模仿前苏联与欧美的方法和设计思路，在野外建立试验小区研究出一系列的单因素的土壤侵蚀方程。50年代末60年代初，又将室内外的人工降雨试验和野外的径流小区试验结合起来，开发出一些坡面侵蚀模型。刘宝元[5]等人基于美国通用土壤流失方程建立了中国土壤流失预报方程（CSLE）。方程中生物措施因子、工程措施因子和耕作措施因子更能反映我国的农业生产和水土保持状况，同时对地形因子算法进行了改进，使结果比美国通用土壤流失方程更符合中国实际情况。随着“3S”技术的发展，利用侵蚀模型进行土壤侵蚀定量监测预报己成为土壤侵蚀动态监测研究的有力工具[6～8]。

土壤水分流失的经济损失，选用“影子工程”法（“Shadow Engineering”Technique ） 来计算。影子工程法是“恢复费用法”的一种特殊形式，它是国外评价环境质量的价值时所用的方法之一。当环境价值难以评价或由于发展计划而可能失去环境价值时，常常借助于能提供替代环境价值的补偿工程的费用，来确定选择方案的顺序[9]。

2研究区概况与数据资料

2.1研究区概况

三川流域发源于泰山余脉北部与济南市区南部交界处，由锦阳川、锦秀川和锦云川3条河流组成，注入卧虎山水库，如图1所示。最长的锦绣川全长30.6km。地理坐标为北纬117°02′8.5″～117°02′11.5″，东经36°38′54″～36°39′15″，流域面积约589.45km2。属暖温带半湿润季风气候，降雨具有明显的季节变化，汛期 6～9月份占全年降雨量的 70%，因此汛期成为土壤侵蚀发生的主要时段。降雨空间分布不均匀，多年平均降雨量为 675mm，且有自东南向西北递减的趋势。

三川流域地处济南市城市南部的山地丘陵区，是济南市河流水系的上游，也是泉城济南的泉水水源地，重要的水源涵养生态功能保护区。但区域内林地覆盖率较低，且现存林地多为人工种植林，生态敏感性高。20世纪80年代以后，随着城市化进程加快，济南市生态环境发生了较大变化，导致水土流失加重，土地退化等生态环境问题日趋严重。自2001年济南市人民政府批准建设济南南部山区重要生态功能保护区以来，对南部山区加大了水土保持、绿化建设与生态保护的力度，并积极发展生态农业和旅游业，生态环境得到了明显改善。

2.2数据收集与采集

根据本研究的需要，收集了遥感影像、数字高程模型（DEM）、降雨数据、土壤数据等专题数据，如表1。

3CSLE模型与结果输出

3.1CSLE模型

刘宝元等以美国通用方程USLE为蓝本，利用黄土丘陵沟壑区安塞、子洲、离石、延安等径流小区的实测资料，结合我国水土保持措施的特点，建立了中国土壤流失模型（Chinese Soil Loss Equation，CSLE） [5]：

A=R·K·L·S·B·E·T

式中：A为多年平均土壤流失量，单位为：t/ha·a；R为降雨侵蚀力，计算公式为R=E·I30；单位为MJ·mm/ha·h·a；K为土壤可蚀性因子，单位为t·ha·h/ha·MJ·mm；S为坡度，无量纲；L为坡长，无量纲；B为水土保持生物措施因子，无量纲；E为水土保持工程措施因子，无量纲；T为水土保持耕作措施因子，无量纲。

该模型最主要的优点是从我国水土保持措施实际情况出发，对生物措施（B）、工程措施（E）和水土保持耕作措施（T）因子进行各因子的分析。因子的计算可以利用GIS和RS技术来实现。

3.2土壤侵蚀的定量计算

我国水土流失强度分类分级标准，实际上是用土壤侵蚀强度分类分级标准来代替的，即依照中华人民共和国行业标准《土壤侵蚀分类分级标准》（SL土壤侵蚀的因素：190-96）[10]，对我国土壤侵蚀类型区划、土壤侵蚀强度、侵蚀土壤程度分级等做了规定。本文为更直观反映土壤侵蚀状况，依据研究区土壤侵蚀特点，将土壤侵蚀级别划分为7类，如表2所示。

4三川流域土壤侵蚀经济损失价值评估

土壤侵蚀经济损失，是指土壤资源作为一种生产要素价值的损失。土壤发生侵蚀造成损失的经济损失可分为3部分[11，12]：直接经济损失、间接经济损失和被破坏生态资源的恢复费用。直接经济损失包括养分损失、水分损失、土地废弃损失等；间接经济损失包括泥沙淤积损失、水资源破坏、土地生产力下降及生态破坏等其他损失；被破坏生态资源的恢复费用则可以理解为治理土壤侵蚀和采取必要的水土保持措施的费用等。

4.1土壤侵蚀经济损失计算方法

本文根据可获取资料及方法可行性，只计算土壤养分损失、水分损失、泥沙损失等三方面，作为总经济损失。具体包含内容如图5所示：

5结论

运用中国土壤侵蚀方程（CSLE），调用各因子图叠加相乘，分别统计得到研究区1990年、2000年、2010年的年平均土壤侵蚀模数。3个年份的土壤侵蚀强度分布基本一致。经计算，从1990到2010年，土壤侵蚀经济损失逐渐减少，可以看出建设重要生态功能保护区的工作成效。但2010年三川流域土壤侵蚀经济损失仍然高达50853.03万元。其中，养分损失最大，占到总经济损失的78.05%，其次是有机物损失，占21.42%，滞留淤积损失、水分损失分别占总损失的0.51%和0.02%。通过以上分析可以看出，土壤损失最重的是养分的损失，也就是说，土壤侵蚀会造成土壤生产力的下降，直接导致农作物的收成下降。因此，如不及时采取有效措施，会导致生态环境进一步恶化和农民收入下降。

参考文献：

[1] 笪志祥，汪绍盛，方天纵，等.国内外水土保持研究现状[J].亚热带水土保持，2009，21（2）：24～25.

[2] Wischlneier W H，Smith D D.A universal soil loss equation to guide consewation farm planning[J].Transaction of the 7th International Congress Soil Science，1960，1（12）：418～425.

[3] Wischlneier W H，Smith D D.Predicting Rainfall Erosion Losses from Gropland East of the Rockymountains[J].Washington.DC：USDA，1965.

[4] WischMeier W H.Use andmisused of the soil loss universal equation[J].Journal of Soil and Water Conversation，1976，31（1）：5～9.

[5] Liu Baoyuan，Zhang Keli，Xie Yun.An Empirical Soil Loss Equation[A].In：Process of soil erosion and its environment effect volume II 12th ISCO[C].Beijing：Tsinghua Press，2002.

[6] 林敬兰，杨学震，陈明华等.基于“3S”技术的福建省土壤侵蚀动态监测研究[J].水土保持学报，2003，17（1）：155～157.

[7] 张利华，薛重生.“3S”技术在土壤侵蚀研究中的应用——以湖北省东北地区为例[J].长江流域资源与环境，2004，13（5）：503～507.

[8] 姚华荣，杨志峰，崔保山，等.GIS支持下的澜沧江流域云南段土壤侵蚀空间分析[J].地理研究，2006，24（3）：421～429.

[9] Huf schmidtmm，Dixon J，James D，et al.Environment，natural systems，and development：An economic valuation guide[M].Balt imore：Johns Hopkins University Press，1986.

[10] 水利部水土保持司.土壤侵蚀分类分级标准[M].北京：中国水利水电出版社，1997.