土壤理化性质（精选12篇）
土壤理化性质 篇1
土壤动电修复技术是近些年国际上兴起的一项高效的重金属污染土壤修复技术,具有去除效率高,综合治理成本低的特点[1,2,3,4]。该技术在国内研究起步较晚,目前正处于实验室研究阶段。为了便于研究,一些实验多采用高岭工作为动电修复的研究对象[5,6,7],高岭土较天然的粘土成分、性质较为简单,但实际的天然粘土许多理化性质将对动电修复效果起到多方面的影响。同时许多试验研究亦表明,动电修复的关键是如何控制土壤的pH值[8,9,10,11,12]]。而土壤的pH值在动电过程的变化规律与土壤的理化性质关系密切。因此展开对土壤理化性质的研究对正确把握动电修复技术,提高动电修复效果具有重大的意义。本研究拟通过对土壤中一些重要理化性质如土壤的酸碱缓冲能力、土壤zeta电位及零电位点、不同pH值条件下土壤对重金属(六价铬)的吸附/解吸能力展开研究,以揭示土壤理化性质对在土壤动电修复过程中的影响,为今后进行大规模的现场修复奠定理论与技术基础。
1 样品与方法
试验土壤采自福建福州大学某处表层土下约0.7～1.5m处的砖红壤。土壤采回后经自然风干若干天后,剔除草根和其他杂质,用木槌捣碎、研磨,选取通过20目筛土样贮备供用。
酸碱缓冲能力测试:准确称取1.5g储备土样,装入50mL三角瓶,加入30mL去离子水,加盖振荡24h,精确加入1mol/L HNO3和1mol/L NaOH,然后再震荡24h,静置30min后用pH计测定上清液。将pH值和加入酸碱量的关系绘制层滴定曲线。
土壤zeta电位及零电位点测试:取0.1g土样加入1L的0.05M NaC104溶液,制成100mg/L的土壤溶液,搅拌1天,使其成均匀水饱和悬浮状。用HC1和NaOH溶液调节pH值为2～12,分别取0.5mL被测样品注入电泳杯,用微电泳仪(JS94H)测定其zeta电位[13]。
Cr(Ⅵ)在土壤吸附等温线测试:取0.2g的试验土壤于50mL塑料离心管中,加入含不同浓度Cr(Ⅵ)溶液25mL,使Cr(Ⅵ)的起始浓度分别为5、15、25、50、100、250、500和1000mg/L,振荡2h后于4000r·min-1离心15min,过滤后测定溶液Cr(Ⅵ)的浓度。
土壤对Cr(Ⅵ)的吸附/解吸能力测试:分别称取0.2g试验土壤于塑料离心管中,加入含500mg/LCr(Ⅵ)溶液25mL,用NaOH和HCl调节成不同的pH值,振荡2h后于4000r·min-1离心15min,过滤后测定平衡液的pH和Cr(Ⅵ)的浓度。Cr(Ⅵ)的解吸采用加入10mL的0.01mol·-1NaH2PO4溶液振荡2h后于4000r·min-1离心15min过滤后测定溶液pH和Cr(Ⅵ)浓度。
2 结果与讨论
2.1 土壤酸碱的缓冲能力
图1中曲线的斜率说明了试验土壤的酸碱缓冲能力,从图中可以看出,曲线的末端斜率较大,这说明了土壤在pH值约小于4.1或大于10.7的时候,具有较大的酸碱缓冲能力。也就是说,在较高或较低的pH值时,要进一步提高或降低单位pH值所需的碱或酸的量要大于在其在中性范围附近所需的量。之所以该土壤具有较强的酸碱缓冲能力,这可能是因为土壤中存在着氧化铁、氧化铝等其他杂质。由该试验我们可以得出,我们在进行土壤动电修复的时候,该土壤不易被酸化或者碱化。
2.2 土壤zeta电位及零电位点
图2显示本试验土壤zeta电位随pH值变化的趋势。由双电子层理论可知,土壤的zeta电位会影响土壤的电性及对金属离子的吸附能力,而土壤pH值的改变也会因此造成土壤内电渗流方向及流速的改变。由图可知,土壤的zeta电位为-13.25mV,而零电位点约为pH=3.3。由于土壤一般带负电荷,当土壤pH>3.3,动电过程产生的电渗流方向为阳极指向阴极;pH<3.3电渗流方向由阴极指向阳极。因此,在进行动电修复过程中,零电位点可作为判断土壤孔隙液流向的依据。同时我们还可以看出pH值越小,土壤的zeta电位也越小,反之亦然。从而根据HelmholtzSmoluchowski可以得出在固定的电压降下,试验土壤pH值下降,其电渗流速率变小。pH值增大,电渗流速率变大。
2.3. 土壤对Cr(Ⅵ)吸附解吸试验
2.3.1 Cr(Ⅵ)在土壤上的吸附等温线
图3为六价铬在试验土壤的吸附等温线。由图可以得出,该土壤对Cr(Ⅵ)有较强的吸附能力。分析试验土壤对六价铬吸附量较高的原因:试验土壤中铝、铁含量较高,而Cr(Ⅵ)的吸附主要发生在这些氧化物的表面上[14],而土壤对Cr(Ⅵ)吸附能力强,将不利于动电过程Cr(Ⅵ)的迁移。
2.3.2 pH值对土壤吸附/解吸Cr(Ⅵ)的影响
图4显示了溶液的pH值对Cr(Ⅵ)在试验土壤上吸附和解吸的影响。随着平衡溶液酸度的改变,Cr(Ⅵ)在土壤上的吸附量出现了明显的变化。当pH值增加时,平衡液中Cr(Ⅵ)的含量逐渐增加,其在土壤上的吸附量则相应的减少,这与一般带正电荷的金属离子在土壤中的吸附量随着pH值增加而增加是相反的。而当溶液酸度增加时,必然会导致土壤表面负电荷的减少,从而对金属阳离子的吸附量相应减少,对带负电荷的Cr (Ⅵ)的吸附量则相应的增加。当平衡液pH值大于5.5时,试验土壤的吸附量急剧的下降,而在之前吸附量的变化一直很平缓,出现这种现象的原因是pH的变化改变了Cr(Ⅵ)的存在形态以及土壤表面的净负电荷量[15]。
随着溶液pH值的增加,Cr(Ⅵ)在土壤上的解吸率也逐渐增加,这主要是因为Cr(Ⅵ)在高pH条件下的吸附主要通过与土壤表面带正电荷的位电发生静电作用而产生的,这种结合作用很弱,所以解析率也大[16]。
3 结论
(1)土壤的酸碱缓冲能力决定动电修复过程中土壤酸化/碱化的难易程度,而土壤酸化/碱化将直接影响重金属的解吸和迁移。试验表明,该土壤在动电修复过程中,当土壤pH<4.1或pH>10.7的情况下,土壤不易被酸化或碱化。
(2)试样土壤的zeta电位为-13.25mV,零电位点为pH=3.3,因此我们可以推出:在动电修复过程中,土壤的pH>3.3时,电渗流的方向是从阳极到阴极,当pH<3.3时,电渗流的方向是从阴极到阳极。因此土壤pH值直接影响土壤中电渗流方向和大小,所以在动电过程中为提高污染物的去除效率,应保持电渗流方向与电迁移方向一致。
(3)由于该土壤中铝、铁成分较高,造成土壤对Cr(Ⅵ)的吸附量较大。当pH>5.5的时候,Cr(Ⅵ)在土壤中的吸附量明显降低。Cr(Ⅵ)在土壤主要以含氧酸负离子(HCr04-、、)的形式存在,它们在动电过程中向阳极迁移,因此在pH控制在5.5以上,有助于Cr(Ⅵ)从土壤中解吸出来,促进Cr(Ⅵ)向阳极迁移。
4 建议
综上所述,虽然该土壤具有较大的酸碱缓冲能力,但是由于在长期的动电过程中,有大量的H+和OH-释放,为保证较高的去除效率防止聚焦现象的产生仍需对土壤进行pH的控制。动电技术在修复Cr(Ⅵ)污染土壤选择pH控制范围应综合考虑以下两个因素:(1)应控制土壤pH>5.5时,使Cr(Ⅵ)从土壤中释放;(2)应控制电渗流方向,由于Cr(Ⅵ)在土壤中价态的特殊性(一般重金属以正离子的形式存在),呈负价,逆渗流反而有利于Cr(Ⅵ)向阳极迁移,即控制土壤pH<3.3。综合这两点pH值控制存在矛盾,需在今后的研究中进一步对pH值控制,同时结合化学改良技术对动电技术修复Cr(Ⅵ)污染土壤展开深入的研究。
摘要：研究了土壤的一些理化性质对土壤动电修复过程的影响,结果表明该土壤的酸碱缓冲能力较强,在动电过程不易被酸化或碱化,该零电位点约为pH=3.3,动电过程土壤pH的改变将影响电渗流的大小和方向,进而影响污染物迁移方向和去除效率,同时Cr(Ⅵ)在土壤上的解吸率随pH增大而增大,吸附量随着pH的增加而变小且在pH＞5.5吸附量急剧下降。因此提高Cr(Ⅵ)动电去除效率可考虑尽量提高土壤中的pH值。
关键词：动电过程,酸碱缓冲,zeta电位,吸附
土壤理化性质 篇2
在中国科学院三江平原湿地生态试验站综合实验场,对不同耕作年限的湿地土壤(0～20 cm)进行环境累积效应分析.结果表明,随着开垦时间的增加,土壤的.理化性质发生渐变,物理性质方面,土壤容重和比重逐渐增大,而孔隙度和田间持水量逐年减少;化学性质方面,土壤pH值随开垦时间的增加而增加,有机质和其他养分则随开垦时间的增加而逐年降低.弃耕后土壤性质有所恢复.土壤性质在开垦初期变化较明显,而后逐渐变缓.
作 者：袁兆华 吕宪国 周嘉 YUAN Zhao-Hua LU Xian-Guo Zhou Jia 作者单位：袁兆华,YUAN Zhao-Hua(中国科学院东北地理与农业生态研究所,吉林,长春,130012;东北农业大学资源与环境学院,黑龙江,哈尔滨,150030;中国科学院研究生院,北京,100049)
吕宪国,LU Xian-Guo(中国科学院东北地理与农业生态研究所,吉林,长春,130012)
周嘉,Zhou Jia(中国科学院东北地理与农业生态研究所,吉林,长春,130012;哈尔滨师范大学生命与环境科学学院,黑龙江,哈尔滨,150025)
桉树人工林对土壤理化性质的影响 篇3
关键词：桉树；土壤；物理性质；化学性质
中图分类号： S792.39 文献标识码： A 文章编号： 1674-0432（2014）-02-76-2
经济的发展和社会的进步，使得对木材原料的需求迅速增长，然而目前全球天然林资源已经大幅减少、森林资源总量急剧下降。桉树是联合国粮农组织推广的人工林三大树种之一，由于其具有速生、丰产、优质、适应性强、用途广等特点，近20年来桉树工业人工林的发展十分迅猛，发展规模不断扩大。有资料表明，我国有人造桉树林67万公顷，“四旁”植树18亿株，面积仅次于巴西，居世界第二位。可见，现阶段，桉树已是最为广泛种植的引进树种之一，不但具有较高的经济效益，也具备社会效益。但是随着桉树大面积种植的人工化，一系列的生态问题也随之而出，比如水土流失的情况不断加剧，生物多样性的不断降低，种植地土壤肥力的日益恶化，这些问题愈加引起人们的重视，而相关的报道也时见报道。
1 桉树人工林对土壤理化性质的影响
长期以来，众多学者以桉树的栽培，尤其是桉树栽培对土壤理化性质的影响为研究内容展开了大量的研究，概括起来主要分以下两种观点：第一种认为桉树是“抽肥机、抽水机”，桉树人工林对林地养分消耗很大，破坏了养分平衡，造成地力的衰退，同时过度消耗水分，并在其生长过程中会产生某些毒性物质抑制其他生物的生长，从而造成“林下不见草，林上不见鸟”、“远看绿油油，近看光溜溜”的景象，即桉树人工林使生物多样性降低；第二种是认为合理的桉树种植模式不会降低土壤肥力，而且在该模式下还可以带来较大的经济和生态效益，同时按树的木材和非木材产品有极高的经济价值，如桉材用作建筑材料、家具材、农具材、通讯电杆、矿柱等；桉叶可提取丹宁、精油、植物生长调节剂和生产饲料添加剂等；树皮可提取粘合剂；更有研究发现桉树对于土壤中Cd、Zn、Mn、Pb、Cu等重金属元素有较好的富集效果，可作为重金属污染土壤的生物修复树种。
1.1 对土壤理物理性质的影响
作物生长发育对于各方面的要求都很多，尤其是土壤的物理性质，它是土壤肥力的一个重要标准。土壤中水和气，以及热的差异都是由于不同的土壤物质的性质造成的，进而影响土壤中矿质养分的供应状况，由此造成作物生长发育的不同。桉树人工林逐步取代其他树木之后，对于土壤的物理性质势必会造成影响从而发生变化。
事实上，桉树人工林对于土壤物理性质的影响比重严重，已经有研究表明，其对于土壤水分平衡起到了非常大的破坏作用，不仅耗尽了土壤的养分，也耗尽了土壤的水分，导致土壤的生态功能日益退化，物理性质下降，同时还抑制其他植物生长；如赵筱青等研究表明人工桉树林随着林龄的增长，土壤容重呈上升趋势，土壤结构变差，土壤自然含水量上升，土壤总孔隙度和非毛管孔隙度下降，毛管孔隙度上升；徐柳斌等研究发现，种植桉树纯林后以土壤容重、孔隙度、水分为代表的土壤物理性质退化严重；还有研究表明，尾叶桉类林取代次生常绿阔叶林和思茅松林后，土壤含水量分别下降了10.98%和9.55%，对土壤水分的消耗增加；土壤容重分别增加了10.14%和3.31%，土壤紧实度增加，土壤总孔隙度和毛管孔隙度分别下降了6.77%、3.15%和11.96%、4.09%，土壤吸持水分能力降低，保水性能变差，土壤非毛管孔隙度分别上升了7.07%和2.66%，土壤接纳降雨量、减少地表径流量的能力提高，但是涵养水源、泄洪能力较弱。
然而也有报道称，一个对贫瘠土壤和干燥气候有显著进化适应性的树种，不可能消耗太多的水分和养分；桉树种植能够改善土壤条件，尤其是在原本贫瘠的立地条件下，如黄承标等认为尾叶桉人工林取代灌草植被后，对土壤的结构，提高土壤蓄水保水能力都具有良好的水文生态效应；胡慧蓉等认为种植桉树、黑荆树及其混交林均可加快土壤发育，减缓淋溶，改善土壤容重、孔隙度，增加土壤贮水量，以桉树作用最明显。
可见，各学者关于桉树对土壤物理性质的影响并不一致，这可能与土类、种植模式和人工林的后期管理有关，不同的地域、种植模式、肥料管理等因素对桉树人工林会产生不同的影响，关于桉树人工林对土壤物理性质的影响有待进一步深入细致的研究。
1.2 对土壤对化学性质的影响
目前，有很多报告都是关于桉树工业人工林的消耗问题，普遍认为，由于桉树是一种速生树种，虽然生长周期快，但是对于养分的消耗也是非常快的。大家都认为在桉树人工林内是长不了草的。这种现象极大的造成了水土流失和土壤养分的流失，同时，桉树的砍伐周期也日趋缩短，利用率在不断提高的同时，意味着养分的流失更加厉害，不能让土壤得到正常的“休息”，土壤正常的养分循环被不断破坏。如廖观荣的研究认为我国桉树人工林多属“掠夺”式经营，采伐时从林地带走的养分较多，随着桉树人工林大面积的种植，出现种植地的地力逐渐衰退、水土保持能力下降、生物多样性降低等现象；余雪标等也认为单一的桉树林种植模式会导致土壤肥力下降、生物多样性锐减；赵筱青等通过对尾叶桉类林引种区的土壤化学性质的研究发现，与对照相比桉类林土壤pH值略降低，土壤酸性增强；土壤有机质和全氮、水解性氮、有效磷、速效钾含量均显著下降；随着种植林龄的增加，尾叶桉人工林可以增强土壤吸水持水能力，促进植被的生长，但土壤通气透水能力下降，土壤肥力下降，土壤酸性增强。
邓富春等通过研究桉树人工林种植前后的土壤肥力变化发现，不同林龄桉树的土壤综合肥力明显比造林前低，土壤肥力普遍较差。廖观荣等对种植桉树40年前、后的林地化学性质进行对比研究，结果表明：长期种植桉树导致土壤酸化和养分贫瘠化，表层pH值下降0.49～0.65单位，有机质下降60.7%～95.2%，全N降低1～2.2倍，全P下降44.4%～72.7%，全K下降4.5～5.2倍。种植桉树20年后的采伐迹地与非林地对比，有机质下降44.78%，全N下降79.19%，速效K下降38.15%。凌昌发的研究发现，随着连栽代数的增加，桉树林地土壤的pH值降低5%～42.8%，N减少14.54%～37.14%，K为9.09%～21.74%。广东雷州桉树连栽林的有机质含量，2、3、4代林与1代林相比，分别降低了27.4%～38.7%和17.2%。温远光的研究也表明，连栽第二代的尾巨桉工业人工林，其林分生物库营养元素积累比第一代林地减少22.97%；土壤库中，全N和全K分别下降9.20%和4.0%，水解N、有效P和有效K也分别降低了8.28%～52.05%和24. 59%。郭国华对刚果12号桉林地土壤肥力进行监测发现，造林第3年，不施肥桉树林地土壤的有机质下降了12.6%，全N下降了38.5%，速效N下降了43%，速效P下降了63%，速效K下降了46.5%。桉树人工林取代其他林中后土壤肥力下降、水土流失恶化、生态多样性降低等种种问题可能是因为桉树人工林与天然林或混交林相比，其生长速度块，大量消耗种植地的土壤水分和养分；同时由于种植的单一，人工桉树林得益于自身的生长优势，在其他作物无法相比的高速率下，严重抑制了其他生物的生长，从而导致其人工林中土壤的生物多样性严重偏低。当然也有一种可能，那就是由于桉树的落叶导致的，其落叶和枯枝难以分解，从而导致人工林中的土壤有效微生物源的不断减少，甚至灭绝，同时，微生物的多样性也由于这个原因日趋单一，导致抑制性有机物占据主导位置，使得整体的养分矿物化被无辜中断。
虽然关于桉树人工林破坏土壤环境、降低土壤质量的研究已有很多报道，但是，何秋香等通过研究桉树取代马尾松后土壤肥力的变化发现，土壤有机质、全N、全P、全K和速效K含量保持不变，碱解N和速效P含量有所提高，土壤pH有所改善，也就是说桉树取代马尾松后。土壤肥力没有发生退化，桉树生长后期土壤综合肥力反而有所提高。郑志雷等通过对福建省长泰县一块巨尾桉林地18年经营前后土壤各种养分指标的比较发现：土壤有机质、养分全量及交换性钙、镁、碱解氮等都有不同程度提高，土壤供肥潜力提高。赵庭香等对窿缘桉林地造林前后的土壤有机质含量进行了调查，得出造林14年后其林地土壤有机质含量提高了0.50%～0.75%。
漆智平等通过对海南地区桉树林地的研究结果表明：在海南气候条件下，只要合理利用和科学管理，保留地标的残留物，其林地土壤肥力不会明显下降；也有研究认为表明，相对于其他树种，桉树人工林对其林地土壤养分的吸收量，以及对林地土壤收获移走量，这两者还是较低的，换句话说，就是桉树林对于其林地土壤的养分的利用，在使用率上还是非常高效的。
可见，我们应该采取一些合理的管理方式，尽量将桉树林对于土壤肥力的流失控制在一个可控范围内。
2 展望
不同的土壤类型和不同的桉树品种对土壤物理、化学是性质的影响各不相同，桉树人工林对其林地土壤物理性质、化学性质、土壤生态稳定性的评议应根据具体客观条件而论，合理的管理经营对推动桉树人工林的良性发展有重要的意义，桉树人工林的可持续发展将是我们今后努力的方向。
参考文献
[1] 茶正早，黎仕聪，林钊沐，窦志浩，温茂元.海南岛按林土壤肥力的研究[J].热带作物学报，1996，20（2）：37-42.
[2] 项东云.新世纪广西桉树人工林可持续发展策略讨论[J].广西林业科学，2002，31（3）：114-121.
[3] 李志辉，沈中瀚，朱宁华.中国桉树人工林的生态经济效益综述[J].林业资源管理，1995，（3）：46-49.
[4] 谢耀坚.中国桉树人工林可持续经营战略初探[J].世界林业研究，2003，16（4）：59-64.
[5] 魏鸿辉，廖庆玉.桉树速生林基地生态环境影响原因浅析[J].北方环境，2011，（23）：57-62
[6] Shiva V，Bandyopadhyay J.Eucalyptus-a disastrous tree for india[J].The Ecologist，1983，13（5）：184-187.
[7] Poore M E，Fries C.The ecological effect of Eucalyptus[C].Rome： FAO Forestry Papers，1985：59.
[8] 项东云.华南地区桉树人工林生态问题评价[J].广西林业科学，2000，29（2）：57-64.
[9] Richardson S D. Costing change or changing costs[J].For Rev，1993，（1）：13-20.
[10] 张婧，杜阿朋.桉树在土壤重金属污染区土壤生物修复的应用前景[J].桉树科技，2010，2（27）：43-47.
[11] 刘月秀，李银，曹福亮.广东桉树林土壤物理性质及其影响因子分析[J].林业科技开发，2012，04（26）：13-18.
土壤理化性质 篇4
1 材料与方法
1.1 试验地点
本试验分别采集昌吉六宫乡、83团万亩红提葡萄基地、伊犁霍城县和莫乎乡5个点的红提葡萄种植园中土壤和果实样品, 同时收集施肥、管理资料。
1.2 试验方法
1.2.1 土壤样本的采集。
按照“随机”、“等量”和“多点混合”原则分别对所选5个点进行“S”形布点采样, 采样深度为0~60cm。
1.2.2 土壤样品分析方法。
(1) 有机质:重铬酸钾容量———外加热法。 (2) 速效氮:碱解扩散法。 (3) 速效磷:Na HCO3浸提———钼锑抗比色法。 (4) 速效钾:醋酸铵浸提———火焰光度法。 (5) 机械组成:简易比重计法。
1.2.3 葡萄品质分析。
果实采收时, 随机采20粒浆果, 用1%天平测单粒重;手持测糖仪测定含糖量;酸度:Na OH中和滴定法。
1.2.4 数据处理。
采用Excell进行数据分析
2 试验结果与分析
样品采集时采样点的情况:83团万亩红提葡萄处于312国道旁, 地处戈壁滩;伊犁霍城县葡萄园葡萄产量最高, 大水漫灌;莫乎乡葡萄园有春季返盐现象。
2.1 土壤机械组成对果实品质影响
由表1可知:土壤中粘粒含量为3.21、砂粒含量在94.47时, 红提葡萄的单粒重达到最大, 粘砂比在0.052~0.065之间, 随着粘砂比的增加, 浆果的单粒重增加。当粘粒含量在5.8、砂粒含量在88.93时, 浆果中的含糖量达到最大而酸度最小。相反, 当粘粒含量在4、砂粒含量在75.12时, 浆果中的含糖量达到最小而酸度最大。
2.2 土壤肥力对红提葡萄品质的影响
2.2.1 有机质对红提葡萄品质的影响。
从表2中可以看出:随着土壤中有机质含量的增加, 浆果的单粒重随之增加;浆果中的含糖量是随着有机质的增加逐渐增加。浆果中的酸度是随着有机质的含量增加先降低后升高;当土壤中的有机质含量逐渐增加, 糖酸比是先增加后降低。这说明当有机质在18.1g/kg时, 糖酸比达到最高, 品质最好。但是, 在特殊的土壤、气候环境条件下, 比如, 盐碱土、刚开垦的种植园、土壤的粘粒、砂粒含量高等情况下, 即便有机质的含量高仍会影响单粒重。由于盐碱地含钾量高, 使得其含糖量也相对较高。
2.2.2 速效氮对红提葡萄品质的影响。
由表2可知:随着土壤中速效氮含量的增加, 葡萄的单粒重有明显的增加, 可见土壤中氮的含量对葡萄产量形成起着重要作用。速效氮的含量在58~91mg/kg, 随着土壤中速效氮含量的增加, 葡萄的含糖量急剧增加。速效氮的含量在91~106mg/kg之间时, 糖酸比达到最大。但是, 在特殊的土壤条件下, 情况有所改变, 在图中, 可以看出在盐碱地, 虽然速效氮的含量相对增加, 但其单粒重确降低, 由此可见, 盐碱土影响红提葡萄的产量。
2.2.3 速效磷对红提葡萄品质的影响。
根据表2可知:土壤中速效磷的含量增加时, 果实的单粒重随着增加, 速效磷的含量在144mg/kg时, 单粒重最大。果实的含糖量在速效磷为7~9mg/kg时, 随着速效磷的增加而增加, 因为磷能促进葡萄糖分的运输和积累。但是, 当速效磷的含量高于9mg/kg时, 含糖量会降低, 因为磷素过多, 会强烈地增强植物体的呼吸作用, 消耗大量的糖分, 使浆果的含糖量下降。浆果的酸度随速效磷含量的增加而有所降低。浆果的糖酸比在速效磷达到144mg/kg时, 糖酸比最大, 果实风味最佳, 可见, 土壤中一定量的磷有提高浆果品质的作用。但是, 在莫乎盐碱地, 尽管其速效磷含量高, 由于干旱的气候条件和土壤母质含盐量高, 不合理的灌排系统和土地利用不当造成土壤盐碱化[3,4], 使得其单粒重明显下降。
2.2.4 速效钾对红提葡萄品质的影响。
由表2中可以看出:随着土壤中速效钾含量的增加, 果实的单粒重随之增加;果实中含糖量随着土壤中速效钾的含量增加而急剧增加, 因此, 钾对葡萄最重要的作用是增加浆果中的含糖量。果实中的酸度是随着速效钾含量的增加, 先升高后降低, 在500mg/kg时达到最大, 随着速效钾含量的增加, 糖酸比先增加后降低。但是, 在盐碱土的生长情况下, 即使速效钾的含量在713mg/kg, 也不能促进单粒重的增加, 在盐碱地糖酸比有增加的趋势。
3 结论与讨论
3.1 粘砂比在0.052~0.065, 随着粘砂比的增加, 浆果的单粒重增加
对于特殊的土壤环境条件下, 例如盐碱土, 耕地盐碱化能导致农业生产力的严重衰退, 甚至严重到足以使生产者弃耕, 同时, 盐碱化也是土地退化的主要原因之一[5]。从本试验可以看出, 就是在其它条件不变的情况下, 生长在盐碱土条件下的葡萄, 不管是在单粒重, 还是在品质方面都受到了严重的阻碍。
3.2 有机质在26.5g/kg时, 糖酸比达到最高, 品质最好
红提葡萄单粒重随着土壤中速效氮含量的增加而增加, 当速效氮含量在58~91mg/kg时, 对浆果的含糖量有促进作用。氮素有提高浆果中酸度的趋势, 李建和等[6]已经证明了巨峰浆果的可滴定酸含量随供氮量的增加而增加。
3.3 单粒重随着速效钾含量的增加而明显增加
当土壤中速效钾的含量在347~600mg/kg时, 可促进果实的单粒重形成, 土壤中的速效钾可以增加浆果中的糖度, 降低浆果中的酸度, 因此, 钾对葡萄最重要的作用是增加浆果中的糖度, 此结果与林克强[7]、蒋爱丽等[8]研究结果相同。李建[6]试验证明提高钾水平, 浆果中的糖分含量显著增加。本试验表明随着土壤中速效钾含量的增加, 可滴定酸含量先增加后降低;小林章[9], 秦嗣军[10]的研究结果为施钾肥可明显降低双优山葡萄的可滴定酸含量, 而Conradie等[11]~[13]的研究结果为随着钾肥的施用增加, 葡萄可滴定酸含量升高, 各自研究结果的差异还需进一步讨论。
土壤理化分析实验报告 篇5
土壤理化分析实验报告
学院：林学院
班级：林学10-1
姓名：陈布凡
学号：100114106
组员：鲁燕，胡曼，曲娜，杜桂娟，张家铭，于龙，刘通
实验时间：2011-09-02~2011-11-04指导老师：查同刚
土壤理化分析实验报告
土壤理化分析实验报告
——土壤各理化性质对植物的影响
前言：在林业生产中，土壤是生产良种和壮苗的基础。在选择母树林、建立种子园和区划苗圃地时，必须土壤的宜林性质。促使林木种子丰产和培育壮苗，也必须采用土壤培肥措施。在造林过程中，应该准确掌握造林地土壤的宜林特性，将苗木种植在适宜的土壤上。在天然林中，土壤与森林的关系同样十分密切。森林的生长、森林的类型、森林的分布和自然更替都受土壤因子的制约。银杏是珍稀名贵树种，又是特种经济果树，近年来白果收购价格不断提高，激发了广大群众栽培银杏的积极性。但银杏生长缓慢，一般要20多年才能开花结实，并且产量低。通过嫁接、选择优良品种、合理密植及加强经营管理，可使银杏早实丰产。
银杏丰产栽培应大力发展优良品种，目前江苏的大佛指、家佛手、洞庭皇；浙江及广西的园底佛手、山东的大金坠、大园铃等均属名优品种。在选择品种时，一定要遵循区域化原则，将气候因子和立地条件进行综合考虑，不能盲目引种。
关于银杏一些详细情况请参考：）对银杏而言，土质沙质壤土为宜。（）有机质含量要求：有机质含量0.8%～1.2%（）
种植银杏，土壤全氮含量在0.025%以上为宜。（）
有效P含量在10-15mg/kg时，速效K含量在50mg以上即可正常生长。（见土壤学教材260页和256页）
由分析可知，对银杏而言，该土地土壤偏碱性，K含量丰富，P含量偏低，氮素含量供应丰富，土壤质地、密度适宜，有机物含量丰富。所以主要的改良措施是针对土壤PH和土壤有效P的。
改良措施：
对土壤偏碱性的改良：
物理改良
物理改良主要是对土层的整改,有平整地面、深耕晒垡、客土抬高地面、微区改土、大穴整地等方法。对于平整地面应当注意留一定坡度,挖排水沟,以便灌水洗盐。凡质地粘重、透水性差、结构不良的土地, 特别是盐碱荒地, 在雨季到来之前要进行翻耕, 以能疏松表土, 增强透水性, 阻止水盐上升。四周不具备排水条件的小型绿地, 采用客土抬高地面
下设隔离层,利用高差进行排水淋盐,达到改土的目的。抬高高度以土壤临界深涧减去地下水位深度即为抬高度。另一方法是把植物事先将塑料薄膜隔离袋置树穴中添以客土,或在树穴内铺隔盐层,通过铺粗砂、炉灰渣、锯屑、碎书皮、马粪或麦糠等然后添以客土。有效地控制土壤次生盐渍化, 并通过采取适地适树、小苗密植、适时栽植、种植地被植物、合理灌 溉、及时松土、多施有机肥等一系列栽培措施, 能改善土壤结构、减少盐碱和大风对树木的危害,有效的抑制客土发生次生盐渍化, 从而保证栽培植物正常生长和发育。
水利改良
水利改良有这样几点: 蓄淡压盐、灌水洗盐、下部设隔离层和渗管排盐。在盐土周围筑存降水, 促使土壤脱盐。降水条件较好的地区, 在田内灌水洗盐, 可加快土壤脱盐速度。在一些大型在绿地中渗管排盐是绿地改土的常用方法之一, 它是根据盐随水来、盐随水去的水盐运
土壤理化分析实验报告
动规律。铺设暗管把土壤中的盐分随水排走, 并将地下水位控制在临界深度以下, 达到土壤脱盐和防止生盐渍化的目的。一般分为两种形式,一是用水泥渗漏管或塑料渗漏管,埋在地下适宜深度排走溶盐。二是挖暗沟排盐, 沟内先铺鹅卵石, 然后盖粗砂与石砾或铺未烧透的稻糠壳灰,然后填土。
化学改良
对盐碱土增施化学酸性废料过磷酸钙,可使pH值降低, 同时磷素能提高树木的抗性。施入适当的矿物性化肥, 补充土壤中氮、磷、钾、铁等元素的含量, 有明显的改土效果。再配合施用大量有机质,如:腐叶土、松针、木屑、树皮、马粪、泥炭、醋渣及有机垃圾等, 效果会更加明显。盐碱地绿化土壤的改良最为重要的工作是后期养护, 其养护要求较普通
绿地标准更高、周期更长。为给树木供应充足的营养,可用氯酚素喷洒树木叶片,同时进行表面施肥。树种下后一个月,第一次浇足氨浆水,第二次浇保养水,每月三天一小浇,七天一大浇。小浇即在根部少浇水, 主要是叶面喷水, 保持叶面水分;大浇即在根部浇足水,且持续浇两次或三次以上,以达到树根在软土壤中生出新的毛细根的目的。最初几个月要浇淡水, 逐渐在淡水中添加当地地表水。夏季高温季节, 要及时在植物根部和叶面喷水、洒水, 减低根部土壤的温度,保证花木的正常生长。（中图分类号:S156.6 文献标识码:A）
对有效P含量偏低的改良：
将施入的磷肥集中施于植物可利用的位置，如采用条施；将磷肥和氮肥同时施用及将磷肥制成颗粒肥施，可以提高磷肥的利用率；施用有机肥提高原有土壤磷的有效性且提供含于有机肥中的磷素。尽管土壤PH值很不容易被改变，但保持土壤PH值中性，可提高土壤磷的有效性。（见土壤学教材258页）
相对土壤偏碱性这一理化性质，适宜的植物为向日葵，糜子，甜菜。（）
6总结
土壤理化性质 篇6
关键词：稻蟹共作；土壤理化性质；土壤养分
稻田种养模式是中国生态农业的主要形式之一[1]。在同一生态系统下，水稻种植和动物养殖有机结合，充分利用了稻田立体空间的光、热、水及生物资源，提高了单位面积种养殖的经济效益[2]。“稻蟹共作”是根据稻蟹互利共生的原理发展形成的一种生态型种养新技术，现有的研究表明，“稻蟹共作”可控制杂草危害[3]，影响稻田底栖动物的多样性[4]和水环境DO、pH、NH3-N等参数[5]。此外，“稻蟹共作”模式下稻田土壤容重、pH、总氮、总磷等参数发生了不同程度的变化[6-7]，这些理论研究为解释“稻蟹双收”提供了科学解释。辽宁省盘山县经过多年的稻蟹种养实践形成了“盘山模式”，并在多个省份进行了推广。为更好地了解这种“稻蟹共作”模式，我们于2013年5-10月在盘山县胡家镇的田家村进行了田间试验，并对稻蟹产出和土壤部分理化指标进行了测量，以期为该模式的应用和推广提供参考。
1 材料与方法
1.1 试验概况
试验选择2个面积为0.6 hm2肥力相近的田块，每个田块均分为4块，沿田块四周距田埂0.6 m开挖环沟（沟宽0.8～1.0 m，深0.4～0.5 m），田埂压实夯牢，埂高和埂宽均大于50 cm。试验蟹种为辽河水系的中华绒螯蟹的扣蟹（规格为14.9 g/ind），放养密度为6 000 ind/hm2（雌雄比例为1∶1）；供试水稻品种为“盐丰456”，水稻种植采用“大垄双行，沟边密植”模式[8]：大垄40 cm，小垄20 cm，穴距16 cm；稻田经测土后一次性施足“缓控施水稻专用肥”作为底肥。
1.2 试验设计
试验设置养蟹田和非养蟹组，每个处理设4个平行。养蟹组T：投喂粗蛋白≥25%，粗脂肪≥4%，粗纤维≥6%的配合饲料；对照组CK：除不放养河蟹外，稻田工程和田间管理与养蟹组相同。
1.3 蟹田管理
河蟹每日投饵2次（6：00和18：00），日投饵量4-5月为存池蟹质量的1%～3%，6-7月为3%～5%，8-9月为2%～4%；早晨投饵量占全天的30%，傍晚占70%。蟹田7～10 d注换水一次，每次20～30 cm；试验期间稻田内水温19.2～30.4 ℃，pH 7.38～8.48，DO 3.20～10.84 mg/L，NH3-N 0.04～0.12 mg/L。此外，每月按15～20 g/m3浓度泼洒生石灰一次。
1.4 样品采集与测量
1.4.1 河蟹产量统计
1.4.2 水稻测产 测量实粒数、空粒数、实粒重和空粒重，计算千粒重和理论单位产量，采样方法和测量方法参照张国荣等[9]。
1.4.3 土壤理化性质测定 在2013年6月8日至10月18日试验期间，每田块按对角线5点法采集0～20 cm深处土壤，每个处理的样品混合为一个土样带回实验室进行晾干、研磨等预处理，测定土壤的pH、有机质、碱解氮、有效磷和速效钾5个指标：pH采用电极法测定；有机质采用重铬酸钾-硫酸法；碱解氮采用碱解扩散法；有效磷采用NaHCO3-钼锑抗比色法；速效钾采用NH4OAC浸提火焰光度法[10]。
1.5 数据统计与分析
测量指标以mean±sd形式表示，对两个处理的数据进行独立样本T检验，显著水平为0.05。所有数据处理由软件Excel和SPSS13.0完成。
2 结果
2.1 河蟹和水稻产量
表1表明，养蟹田水稻的实粒数、实粒重、空粒重、单位产量均高于非养蟹田，但二者之间差异不显著；与非养蟹田相比，养蟹田千粒重略小，但水稻的单位产量增加了3.55%。河蟹收获时，体质量由14.9g增至（84.45±3.62）g，增重倍数接近6；根据当年河蟹收购价格15元/kg，扣除稻田工程、饵料及防逃设施费用，利润可达3 661.5元/hm2。
2.2 稻蟹共作对土壤理化性质影响
2.2.1 pH 如图1所示，pH值在施底肥后15 d左右达到最高值（养蟹田：9.14±0.17；非养蟹田：9.29±0.05），此后逐渐降低，最后趋于稳定；计算可得到养蟹田和非养蟹田的pH值均值为8.93±0.16和8.92±0.16，两地块不同时间测量值无显著差异（P>0.05）。
2.2.2 有机质 如图2所示，养蟹田与非养蟹田的有机质在试验期间整体呈“波浪”状变化，其中7月9日至8月8日期间维持在较高水平（>090%），8月23日至9月8日期间在0.60%～0.80%波动，随后在9月23日出现了次高值（>0.90%）。试验期间养蟹田有机质含量均值为（088±0.18）%，略高于非养蟹田的（0.85±012）%，但两地块不同时间的有机质含量无显著差异（P>0.05）。
2.2.3 碱解氮 试验期间，养蟹田和非养蟹田碱解氮变化趋势相同：先升高后趋于稳定（图3）。两块试验田的碱解氮最高值均出现在7月24日，此时养蟹田碱解氮含量最大（53.56±15.81 g/kg），略高于非养蟹田（46.34±12.45 g/kg）；试验期间，养蟹田和非养蟹田不同时间段碱解氮平均含量分别为（40.07±6.01）g/kg和（41.18±384）g/kg，统计表明两地块不同时间的碱解氮含量无显著差异（P>0.05）。
nlc202309061544
2.2.4 有效磷 测量结果表明，养蟹田和非养蟹田土壤有效磷含量均表现先降低后升高的趋势。在试验初始和结束阶段土壤的有效磷含量较高，而在水稻生长期间有效磷含量维持在20 g/kg以下水平，其中最低值出现在8月23日（见图4）：养蟹田和非养蟹田有效磷含量分别降至（9.78±1.21）g/kg和（12.26±3.79）g/kg。试验期间，养蟹田和非养蟹田不同时间段有效磷含量均值分别为（16.94±4.95）g/kg和（17.37±3.81）g/kg，统计表明两地块不同时间的有效磷含量无显著差异（P>0.05）。
2.2.5 速效钾 试验初期土壤速效钾含量动态变化见图5。两地块土壤速效钾变化趋势均呈“先升后降再升”波浪趋势。试验开始1个月时土壤速效钾含量增至40 g/kg 以上，7.24日至8月23日期间，速效钾含量低于40 g/kg，此后土壤有效钾含量又增至40 g/kg 以上。试验期间，养蟹田有效钾含量为（39.95±3.55）g/kg，略高于非养蟹田（38.17±4.04）；除8月23日两地块速效钾含量差异显著（P<0.05）外，两地块其它时间速效钾含量均无显著差异（P>0.05）。
3 讨论
3.1 稻蟹共作对水稻产量的影响
水稻的产量性状是水稻遗传基因和多种环境因素共同作用的结果，影响产量的因素多而复杂[11]；有效穗数、穗粒数和千粒重是水稻产量构成的3个基本因素，直接影响水稻的最终产量，有效穗数易受生长环境影响，其变化相对较大；千粒重一般与水稻种质有关，受外在环境影响较小，数值相对稳定；而穗粒数则介于两者之间[12-14]。本研究中发现，在水稻品种和栽培模式一致的前提下养蟹田的千粒重略小于非养蟹田，而养蟹田的产量则略高于非养蟹田，这可能因为养蟹田的河蟹觅食活动加快了土壤有机质的分解，促进了水稻根部的通透性和改善稻田通气条件[15]，利于水稻的生长和分蘖，从而增加了有效穗数和穗粒数。
3.2 稻蟹共作对土壤理化性质的影响
土壤酸碱性是土壤的重要属性，也是影响土壤肥力的一个重要因素[16]。本研究中养蟹田和非养蟹田土壤pH均在施底肥后两周左右pH值增加至最高值，随后降低最后趋于稳定。这种变化规律可能与6-8月高温期间，土壤中的氨挥发加快带走了游离的OH-，使得H+量增加，从而降低了土壤的pH有关[17]。本研究中的地块在试验期间土壤pH值在8.5以上，明显高于同一区域其它试验地块（7.0～8.1）[6，18-19]，这可能与试验地点和测量方法存在差异有关。
有机质是衡量土壤肥力的主要标志之一，一方面土壤有机质含有大量植物生长所必需的大量元素和微量元素，另一方面土壤有机质含量高有助于土壤中酶活性的发挥，加速土壤养分分解、转化合成，促进作物生长[19]。本研究中养蟹田和非养蟹田有机质动态变化趋势一致：先升高后降低再升高的波浪状变化；这与徐敏等[19]研究结果相近。
土壤中N、P和K是植物生长必需的营养元素。碱解氮、有效磷和速效钾是指可被植物短期吸收利用的氮、磷和钾的组份，是反映土壤肥力的重要指标。本研究中发现，水稻对碱解氮的吸收高峰主要发生在8月8日至9月8日期间（抽穗期-成熟期），有效磷的吸收高峰发生在7月9日至9月8日期间（拔节期-抽穗期-成熟期），而速效钾的吸收高峰发生在7月24日至8月23日期间（抽穗期）。吸收高峰期间三个参数的测量值均维持在较低水平，高峰期前后测量值均有不同程度的升高。比较养蟹田和非养蟹田三个参数动态变化发现：放养河蟹不能显著改变稻田土壤碱解氮、有效磷和速效钾的组成；比较养蟹田和非养蟹田三个参数均值发现：养蟹田除有效钾均值略高于非养蟹田外，其它两参数均值都略小于非养蟹田。这与汪清等[6]和徐敏等[19]研究结果不一致，其原因有待进一步研究。
参考文献：
[1]
王缨.稻田种养模式生态效益研究.生态学报，2000，20（2）：311-316
[2] 王武.北方稻田养蟹产业发展思路.中国水产，2008，（10）：11-13
[3] 吕东锋，王武，马旭洲，等.稻蟹共生对稻田杂草的生态防控试验研究.湖北农业科学，2011，50（8）：1574-1578
[4] 李岩，王武，马旭洲，等.稻蟹共作对稻田水体底栖动物多样性的影响[J].中国生态农业学报，2013，21（007）： 838-843
[5] 张云杰，王昂，马旭洲，等.稻蟹共作模式稻田水质水平变化初步研究[J].广东农业科学，2013，40（14）： 16-19
[6] 汪清，王武，马旭洲，等.稻蟹共作对土壤理化性质的影响[J].湖北农业科学，2011，50（19）： 3948-3952
[7] 徐敏，王武，马旭洲.稻蟹共生系统不同水稻栽培模式土壤理化性状和有效养分的变化规律.广东农业科学，2013，40（9）：53-57
[8] 王昂，王武，马旭洲.稻蟹共作模式的发展历程和前景展望[J].吉林农业科学，2013（3）： 022
[9] 张国荣，李菊梅，徐明岗，等.长期不同施肥对水稻产量及土壤肥力的影响[J].中国农业科学，2009，42（2）： 543-551
[10] 中国土壤学会农业化学专业委员会编.土壤农业化学常规分析方法[M].北京：科学出版社，1983
[11] 胡文河，邓少华.不同群体水稻产量及产量性状间的相互关系[J].吉林农业大学学报，2002，24（5）： 9-12
[12] 马铮，霍二伟，卢兆成，等.杂交水稻主要性状对产量的影响[J].山东农业科学，2006 （3）： 21-23
[13] 姜廷波，李荣田.水稻穗型构成性状的相关与通径分析[J].东北农业大学学报，1995，26（4）： 330-335
[14] 袁奇，于林惠，石世杰，等.机插秧每穴栽插苗数对水稻分蘖与成穗的影响[J].农业工程学报，2008，23（10）： 121-125
[15] 安辉，刘鸣达，王厚鑫，等.不同稻蟹生产模式对稻蟹产量和稻米品质的影响[J].核农学报，2012，26（3）： 581-586
[16] 龙雅宜.切花生产技术[M].北京：金盾出版社.1993
[17] Fillery I R P，De Datta S K.Ammonia volatilization from nitrogen volatilization as a N loss mechanism in flooded rice fields [J].Fertilizer Research，1986，9： 78-98.
[18] 林彦芝.盘锦盐碱地土壤养分状况的调查研究[J].辽宁农业职业技术学院学报，2006，7（2）： 34-35.
[19] 徐敏，王武，马旭洲.稻蟹共生系统不同水稻栽培模式土壤理化性状和有效养分的变化规律[J].广东农业科学，2013，40（9）： 53-57
（收稿日期：2015-03-16修回日期：2015-03-23）
土壤理化性质 篇7
1 试验材料与方法
1. 1 样品采集与制备
土壤样品采集于贵州省贵阳市花溪区麦坪乡经多年玉米耕作的石灰性旱地,采样深度为0 ~ 20 cm,多处混合样,鲜样去除石块、秸秆等杂物过5 mm筛备用。酸性矿山废水( AMD) 采集于花溪麦坪废弃煤矸石堆场。其基本理化性质见表1。
1. 2 试验设计与方法
取120 g过5 mm筛的新鲜土样( 含水率22.64 %,干样计) 于1 500 m L PP级塑料瓶中,每份土样按固液比分别为1∶0、1∶0. 1、1∶0. 5、1∶1、1∶2. 5、1∶5、1∶7. 5、1∶10的比例添加AMD混合液,用纯净水补足1 200 m L,每个处理3个平行,在20 ~ 25℃条件下稳定1周,期间充分搅拌3次( 每次2 min) 。7 d后取出上清液。土壤样品一部分直接取湿样于4℃冰箱保存,直接测定土壤微生物量、土壤脲酶活性等土壤微生物指标,其中土壤微生物量采用脂磷法测定[12]; 土壤脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定[13]。另一部分湿样则自然风干,土壤p H采用水浸提电位法测定,用无CO2去离子水调节液土比为2. 5∶1,搅拌1 min,静止30 min后,用上海大普SH2601型精密酸度计测定; Eh用ZD - 2精密自动电位滴定仪测定; EC用DDS - 11A型电导率仪测定; 采用王水回流长管控温消解—火焰原子吸收仪测定土壤Fe、Mn、Cu、Zn; EDTA滴定法测定土壤硫酸根含量。
1. 3 数据分析
采用DPS2000分析软件包进行数据的统计与分析,采用Origin8. 5. 1进行作图。
2 结果与讨论
2. 1 AMD 污染对岩溶区旱地土壤 p H、Eh、EC 的影响
随着AMD浓度的增加,土壤p H先是急剧的下降,之后均维持在较高范围内( p H﹥6. 65) ,整体来看,p H与AMD浓度存在极显著的差异( 图1( a) ,p = 0 . 000 1 ) 。可能原因是低p H( 2. 13) 的AMD带入大量的H+,从而降低了土壤的p H环境。但是喀斯特地区的旱地土壤含有丰富的碳酸盐岩,可以一定程度的缓冲H+,因而使得土壤p H在一定AMD污染浓度下还维持在较高范围。
土壤Eh值( 图1( b) ) 随着AMD污染程度的增大逐渐增加且达到极显著水平( p = 0. 000 1) 。这可能是因为土壤中大多数氧化还原反应都有H+参与,因此p H值对氧化还原状态有直接影响,Eh值随p H值的降低而增大[14,15]。
土壤EC值( 图1 ( c) ) 在5倍于土壤质量的AMD浓度污染之前明显的升高,之后变化平缓,但随着AMD浓度增加存在极显著差异( p = 0. 000 1) ,这可能是AMD本身含有丰富的阴阳离子增加了土壤的盐度,同时p H降低可以促进土壤中大量可溶性盐释放,从而使得土壤EC值极显著的增加。
2. 2 AMD 污染岩溶区旱地土壤特征污染离子的变化趋势
随着AMD浓度的增加,土壤中Fe含量持续的增加( 图2( a) ) 并达到显著水平( p = 0. 029 8) ,可能原因是土壤p H一直维持在较高的水平 ( p H﹥6. 65) ,AMD中大量的Fe离子( 2. 92 g / L) 易被土壤中大量的粘土矿物或胶体离子吸附[16],此外,在较高的p H条件下,形成大量的铁的氧化物、氢氧化物和岩溶区土壤中丰富的碳酸根结合,从而形成碳酸铁沉淀导致土壤中铁的含量明显提高。
在较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶0. 5,1∶1~ 1∶5) ,土壤Mn含量显著的增加,而在较高污染浓度下( 1∶5 ~ 1∶10) ,土壤Mn含量则急剧的降低,总体与AMD浓度变化差异不明显( 图2( b) ,p =0. 340 1 ) ,可能是在低污染程度时AMD引入大量Mn离子可直接增加土壤Mn的含量,而在较高AMD污染程度下,大量的H+向土壤输入,有利于已被铁、铝氧化物或氢氧化物吸附的Mn2 +解吸出来,同时,土壤中H+的增加有利于锰的还原溶解[17],从而导致土壤中锰含量的降低。
土壤中Cu含量随着AMD污染浓度的增大极显著的升高( 图2( c) ,p = 0. 000 1) ,可能是因为土壤中的铁锰氧化物对重金属的固定有重要作用,特别是对Cu的吸附能力远大于土壤中其他组分的平均吸附能力[18],从而导致土壤中Cu含量急剧的增加。
土壤中Zn与Mn有着相似的变化规律,在较低AMD污染浓度时( 1∶0 ~ 1∶0. 5) 有上升的趋势,而在较高AMD污染程度下( 1∶0. 5 ~ 1∶10) 又明显的下降,总体随AMD浓度变化差异达到极显著水平( 图2( d) ,p = 0. 000 1) 。出现这种现象可能是,初始石灰性土壤中碳酸盐吸附固定AMD中的Zn,使土壤Zn含量升高[19],而之后随着土壤酸度的增加,使得与锌结合的碳酸盐或其他基质产生溶解作用,从而释放出Zn2+[20],导致土壤在较高AMD污染下Zn含量急剧的降低。
随着AMD污染程度的增加,石灰性土壤中硫酸根的含量呈极显著增加趋势( p = 0. 000 1) 。在较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶1 ) 土壤硫酸根增加的较为缓慢,而较高污染浓度下( 1∶1 ~ 1∶10) 急剧的增加( 图3) 。土壤中的铁、铝的氧化物和氢氧化物、AMD污染形成的铁、铝的氧化物和氢氧化物均具有丰富的配位体,这些配位体可以与含氧酸的阴离子发生配位体交换,从而对阴离子形成专性吸附[21],即可以吸附AMD中的硫酸根离子从而固定在土壤中,同时,石灰性土壤中盐基含量较高,能迅速与硫酸根结合使之被吸附而固定在土壤中[22]。在较低AMD污染下,形成的铁铝氧化物或氢氧化物较少,对硫酸根的吸附作用较弱,土壤中硫酸根含量较少。随着AMD污染程度的增加,铁铝氧化物或氢氧化物大量形成,能大量吸附AMD中的硫酸根,导致土壤中硫酸根含量显著增加。
2. 3 AMD 污染对岩溶区土壤微生物量及脲酶活性的影响
土壤酶活性主要受重金属离子、p H值以及土壤主要养分因子等的影响,重金属可直接作用于酶分子本身或与酶分子中的活性部位—巯基和含咪唑的配体等结合,形成较稳定的络合物,产生了与底物的竞争性抑制作用,也可能是由于重金属抑制了土壤微生物的生长和繁殖,使其体内酶的合成和分泌减少,进而导致土壤酶活性下降[23,24,25]。有关研究表明,土壤酶活性与土壤p H值呈极显著或显著负相关,与土壤主要养分因子呈显著或极显著正相关[26]。较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶1) 土壤脲酶活性急剧的升高,在较高AMD污染下( 1∶1 ~ 1∶7. 5) 脲酶活性开始降低,而在AMD浓度比为1∶10处又有稍微上升的趋势( 图4( a) ) ,总体随AMD浓度变化呈极显著差异( p = 0. 000 1) 。这可能是由于低酸度先对脲酶起一定的激活效应,进而转化为抑制[27]。此外,AMD的持续污染,势必会带来大量H+,明显降低土壤的p H,引入大量的有害重金属; 同时对旱地土壤养分指标的分析结果表明,随着AMD污染程度的增加,土壤主要养分氮、磷、有机质均呈极显著或显著的降低,从而导致在较高AMD污染程度下,土壤脲酶活性急剧的降低。
土壤微生物生物量既是土壤有机质、养分转化与循环的动力,又可作为土壤植物有效养分的储备库,其对土壤环境因子的变化较为敏感[7]。土壤微生物量随着AMD浓度的增加,先是急剧的降低之后趋于平缓,总体达到显著水平( 图4( b) ,p =0. 013 8) 。土壤微生物量减小的原因可能是AMD污染引入的重金属与底物之间的化学反应,导致了微生物可获得底物数量减少,以及对底物利用率的下降[28,29,30]。
3 结论
( 1) 低AMD污染程度下,旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加显著升高,在较高AMD污染程度下岩溶区旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加明显的降低; 喀斯特地区旱地土壤具有较强的酸缓冲性能,不同浓度的AMD加入后土壤p H总体维持在较高范围,其中Zn、脲酶活性、p H的变化随AMD浓度变化均达到极显著水平( p < 0. 01) 。
( 2) 随着AMD污染程度的加大,土壤Eh、EC、Fe、Cu、SO2 -4含量显著或极显著的增加( p < 0. 05) ,然而土壤微生物量则显著降低( p < 0. 05) 。
摘要：煤矿开采产生的酸性矿山废水(AMD)已导致周边土壤受到了严重的污染。以贵州典型的喀斯特地区旱地土壤为研究对象,通过添加不同污染浓度的AMD,模拟AMD持续污染下,岩溶区旱地土壤p H、Eh、EC、Fe、Mn、Cu、Zn、SO2-4以及脲酶、微生物量的变化情况,进而评价AMD持续污染对岩溶区旱地土壤的影响。结果表明:随着AMD污染程度的持续增加,土壤Mn、Zn及脲酶活性在较低污染程度下急剧升高,在较高污染程度下则又显著降低,其中土壤Zn、脲酶活性随AMD浓度增加达到极显著水平(p<0.01);土壤p H有明显下降趋势(p<0.01),总体维持在6.5以上的较高水平;土壤Eh、EC、Fe、Cu、SO2-4随AMD污染程度的增加呈显著、极显著的增大趋势(p均<0.05);土壤微生物量则随AMD污染程度的增加呈显著的降低趋势(p<0.05)。综上表明,AMD的持续污染将对岩溶区煤矿周边的旱地土壤造成严重的影响。
土壤理化性质 篇8
秃杉 (Taiwania flousiana Gaussen) 属杉科台湾杉属, 是我国特有的世界珍稀植物, 起源古老, 为第三纪古热带植物区系的孑遗树种, 现为国家级重点保护树种, 天然分布于我国湖北省西南部、贵州省东南部及云南省西部, 垂直分布海拔高度800~2500 m, 具有生长快、出材率高、材质优良和单位面积蓄积量高等优点, 有很高的经济价值和观赏价值。我国各地从20世纪70年代末以来相继开始了该树种的引种及相关试验研究[8,9], 表明秃杉人工林具有较高的生物量水平, 是杉木采伐迹地更新的优良树种之一[10,11]。但由于秃杉成材时间较晚, 一般需要经营20多年才能砍伐, 因此, 为了充分发挥秃杉速生特性, 促进秃杉幼林生长, 同时达到以耕代抚, 充分利用林地资源, 增加林地收入, 实现林业生产经营上的“长短结合, 以短养长”的经营目标。本文对广西南丹县山口林场秃杉幼林4种林农间作模式 (秃杉—旱谷、秃杉—小米、秃杉—玉米和秃杉纯林) 土壤主要理化性质进行了分析比较, 以期探索较佳的秃杉幼林间作模式, 为提高秃杉人工林的经济效益和经营水平提供参考。
1 研究区概况
研究区位于广西南丹县山口林场, 该场处于南丹县中西部, 地理坐标为北纬24°24′18″~25°37′56″, 东经107°29′46″~107°55′28″, 属低山至中山地貌类型, 林地海拔600~1000 m, 相对高度100~500 m;坡度25~40°, 坡面整齐, 地势呈西北高, 东南部低。研究区属中亚热带气候类型, 气候温和, 雨量充足, 具有冬无严寒, 夏无酷暑的气候特点;受高原气候的影响, 冬春季多小雨和大雾天气;年平均气温16.9℃, 最冷月 (1月) 平均气温7.4℃, 极端最低气温-5.5℃;最热月 (7月) 平均气温24.6℃, 极端最高气温35.5℃;年平均降雨量1498 mm, 主要降雨集中在4~10月, 月平均降雨量>100 mm;年均蒸发量1135 mm, 年平均相对湿度83%, 年≥10℃的年平均活动积温5244℃。试验地位于山坡中下部, 坡度27~30°, 海拔800~850 m, 土壤类型为砂岩发育形成的山地黄壤, 土壤平均厚度在80 cm以上, 腐殖质层厚度约16~20 cm。
2 研究方法
2.1 试验设计
试验地前茬林分均为杉木人工林, 于2009年的11~12月采伐, 经炼山和清理后进行挖穴整地, 种植穴规格为0.4 m×0.4 m×0.3 m。2010年3月用1年生秃杉实生苗定植, 苗高约20 cm, 秃杉初植密度为2500株/hm2 (株行距2 m×2 m) 。定植后第1~2年即2010年和2011年连续间作2茬, 各间种模式均距秃杉根部约30 cm处播种。其中模式1间作旱谷 (宁黄一号) , 种植密度9.0万株/hm2, 每年5月下旬种植, 生长期约128 d;模式2间作小米 (龙山小米) , 4月下旬播种, 种植密度约4.0万株/hm2, 生长期约106 d。模式3间作玉米 (正大619) , 4月下旬播种, 种植密度约4.0万株/hm2, 生长期约96 d。
2.2 土壤样品采集
于2012年4月分别在秃杉—旱谷、秃杉—小米、秃杉—玉米和秃杉纯林等模式中选择立地条件相似并具有代表性的地段 (阴坡的中下部) 设置面积均为20 m×20 m的标准样地, 在每块样地各设置3个代表性土壤剖面, 分别按0~20、20~40 cm分层采集土层混合样品, 用四分法剔除多余土壤, 最终采集0.5 kg左右的混合样品带回实验室, 风干、过筛后备用。同时用环刀 (体积100 cm3) 采集原状土壤, 供测定土壤理化性质使用。
2.3 土壤理化性质分析
土壤物理性质土壤物理性质包括自然含水量、土壤容重、总孔隙度、毛管孔隙度和非毛管孔隙度等, 采用环刀法测定。
土壤化学性质p H值用电位法测定;有机质含量采用K2Cr2O7容量法测定;全N含量用H2SO4催化剂消煮-凯氏定氮法测定;水解N含量用碱解扩散法测定;全P用氢氧化钠碱熔-钼锑抗比色法测定;速效P含量用 (H2SO4+HCl) 双酸浸提后, 用钼锑抗比色法测定;全钾用氢氧化钠碱熔-火焰光度计法测定;速速效K含量采用NH4Ac浸提后, 采用火焰光度法测定。以上测定方法参照《中华人民共和国土壤测定标准》[12]。
3 结果与分析
3.1 不同间作模式对土壤容重和孔隙状况的影响
土壤容重与孔隙状况都是土壤重要的物理性质, 它们是土体构造虚实松紧的反映, 影响土壤通气性、透水性和根系的伸展。从表1可见, 各不同间作模式土壤容重均随土层加深而表现出增大的趋势, 且0~20 cm土层容重大小次序为:秃杉纯林>秃杉—玉米>秃杉—小米>秃杉—旱谷, 而20~40 cm土层容重大小的排列次序与0~20 cm土层略有不同, 为秃杉—旱谷>秃杉纯林>秃杉—玉米>秃杉—小米, 但4种不同间作模式相同土层容重之间的差异不显著。从表1中还可以看出, 间作对林地土壤孔隙状况的影响主要发生在0~20 cm, 该土层中3种秃杉与农作物间作模式的毛管孔隙度和总孔隙度均大于秃杉纯林, 而在20~40 cm土层, 秃杉纯林毛管孔隙度和总孔隙度与其他3种间作模式差异较小。由此可见, 虽然同一土层容重或者总孔隙度在3种秃杉幼林—农作物间作模式与秃杉纯林之间差异尚未达到显著水平 (P>0.05) , 但已在一定程度上已表现出秃杉—农作物间作能够改善土壤结构和孔隙状况的趋势, 有利于提高土壤的蓄水和排水能力。
3.2 不同间作模式对土壤化学性质的影响
由表2可知, 各间种模式土壤p H值在3.90~4.15, 随土层深度增加而下降, 且不同间种模式之间土壤p H值存在一定差异, 其大小表现为秃杉—小米>秃杉—玉米>秃杉—旱谷>秃杉纯林, 即秃杉间种模式土壤p H值均略高于秃杉纯林模式, 但同一土层深度中各模式的p H值差异不显著 (P<0.05) 。
从由2还可以看出, 各间种模式0~20 cm土层和20~40 cm土层有机质含量分别在48.25~51.17g/kg和24.58~26.13 g/kg, 全氮含量也分别在2.29~2.55 g/kg和1.27~1.45 g/kg。与秃杉纯林相比, 3种秃杉间作模式0~20 cm土层有机质、全氮、碱解氮、全磷、速效磷和全钾含量均呈现增加趋势, 但土壤速效钾含量却表现出相反的变化趋势, 其原因可能是由于间种农作物的生长发育需要较多的钾素养分, 而土壤中有效钾含量不高, 其生物积累跟不上农作物的需求。但总的来看, 秃杉幼林间作农作物也有利于土壤有机质和主要养分的生物积累。
4 结论
前人研究表明[7,13,14], 通过间作农作物可提高土壤有效养分含量, 促进林木生长。本文研究结果表明, 与秃杉纯林模式比, 3种间作模式土壤多数养分含量均有不同程度的提高。其中土壤有机质和全氮含量大致为秃杉—旱谷>秃杉—小米>秃杉—玉米>秃杉纯林。各间作模式的土壤全K、全P含量均高于秃杉纯林, 土壤碱解和速效磷也均高于秃杉纯林模式。总的来看, 与秃杉纯林模式相比, 秃杉与农作物间作有利于改善了土壤的通气及排水状况, 使土壤变得疏松、通气, 提高土壤的蓄水和排水能力, 同时也有利于土壤有机质和主要养分的生物积累, 从而促进秃杉林木的生长。
土壤理化性质 篇9
1 研究区概况
1. 1 研究区基本情况
齐齐哈尔市位于黑龙江省西北部松嫩平原,东经122° ~ 126° 、北纬45° ~ 48°,总面积为42 300 km2,人口571万人,主城区地势平坦、广阔,平均海拔146 m,东部和南部地区地势较低。齐齐哈尔市大部分地区土壤热量高,透性好,质地轻,地势平,由暗棕壤、黑土、黑钙土、草甸土、沼泽土、草甸碱土、砂土等土壤类型组成。
1. 2 采样点的分布
根据齐齐哈尔市居住区的地理分布状况,本着采样位置远离交通道路、围墙的原则,有针对性地选择了6个采样小区: 位于建华区的东市场小区、运建园小区,位于龙沙区的龙兴嘉园小区、鑫明园小区和民祥安居小区以及位于铁锋区的人民小区。取样地点的分布见294页彩图1。
2 材料与方法
2. 1 样品的采集
在每个居住小区按三点法随机选择3个样点,在采样点内运用梅花法采集样品,分别采集 > 0 ~ ≤10 cm、> 10 ~ ≤20 cm土壤样品,由于土壤深度达到> 20 ~ ≤30 cm时一般均为大石块或砖块,很难取到良好完整的土壤,故仅取上中层土壤。最后将每个居住小区同一层不同样点的土壤样品混合均匀,制成一个分析样,最后每个小区有2个分析样。采样时记录剖面的形态特征。
2. 2 测定项目
( 1) 土壤孔隙度、容重、自然含水量,采用环刀法测定。( 2) 土壤p H值,采用PHS - 3C型p H酸度计测定。( 3) 土壤有机碳与有机质,采用重铬酸钾—硫酸溶液法测定。( 4) 土壤全氮含量,采用半微量凯氏定氮法测定。( 5) 土壤全磷含量,采用高氯酸 - 硫酸消煮法测定。( 6) 土壤全钾含量,采用氢氧化钠碱熔—火焰光度计法测定。
2. 3 数据的统计分析
应用Excel软件对试验所得数据加以整理、运算、分析、制图等,如描述性统计、方差分析、相关性分析、聚类分析、主成分分析。
3 结果与分析
3. 1 土壤物理性质
3. 1. 1土壤构型及形态特征通过实地调查采集各小区上层、中层土壤,根据土壤构型的不同特征实地观察土壤形态以及松紧度等,得出的土壤构型及形态特征见表1。
3. 1. 2土壤物理性质测定结果见表2。
3. 1. 3数据分析1 ) 土壤容重分析。土壤容重又称为干容重、土壤假比重,正常自然土壤容重的平均值约为1. 30 g /cm3,适合幼苗萌芽和根系成长的应在1. 14 ~ 1. 26 g / cm3之间,容量1. 60 ~ 1. 70 g /cm3是根系深入的临界点。本试验中绿地土壤测定的土壤容重在1. 48 ~ 1. 58 g /cm3之间,平均值为1. 54 g / cm3,显然大于正常自然土壤的平均容重。通常来说当容重超过1. 50 g /cm3时候, 植物根系已经很难穿过土壤,植物生长受到抑制。表2数据表明,各居住小区绿地土壤容重大小差异不大,皆属于砂土土质,土壤紧实、板结,结构性差。
2) 土壤孔隙度分析。土壤孔隙度指自然状态下单位体积土壤中孔隙体积的百分比。一般适合植物生长的孔隙度为35% ~ 65% ,最适合植物生长的孔隙度区间则为50% ~ 60% 。如果土壤孔隙度过小,必然会导致土壤中含氧量减少,通气性变差,影响植被根系的正常生理活动。本试验中,土壤总孔隙度平均为38. 23% ,变化幅度为33. 79% ~ 42. 57% 。可以看出,齐齐哈尔市居住小区的绿地土壤孔隙度偏小,基本能满足植物的正常生长,但距离能让植物良好生长的优良土壤还是有一定差距。总体而言,建设年代比较久远的居住小区受建筑施工、人为踩踏和车辆碾压等人为因素的影响更大一些,孔隙度相对较小。
3) 土壤自然含水量分析。土壤自然含水量是指存在于土壤孔隙中和土壤颗粒表面周围的液态水量。最适宜一般植 物生长的 自然含水 量在17. 35% ~23. 21% ,低于11. 43% 则影响植物生长[1]。本试验中,土壤自然含水量在3. 32% ~ 9. 87% 之间,平均值为7. 60% ,远远地低于植物正常生长的含水量范围。通过实地调查也可以看出,研究区内绿地土壤所种植的植物类型也比较单一,从而证明土壤含水量在很大程度上取决于土质的优劣和植物群落的复杂程度。总之城市环境条件下,受人为因素影响,居住区绿地土壤在一定程度上还是处于水分供应不足状态。
3. 2 土壤化学性质分析
3. 2. 1土壤p H值通常适宜植物生长的p H值为中性,即p H值在6. 5 ~ 7. 5之间。根据我国土壤酸碱度的分级标准[2],齐齐哈尔市居住区绿地土壤的p H值总体偏碱性。不同居住小区绿地土壤p H值见图2。
总体来说,绿地表层土壤被人为破坏得比较严重,土壤过于偏碱的原因是其中大都混有建筑废弃物、水泥、砖块等,其中的钙向土壤中释放。鑫明园小区、民祥安居小区的土壤p H值相对偏高,是由于外援污染引起的,这些地区正在扩建新城区,建设施工用的材料、石灰等碱性物质大量渗入土壤,导致土壤偏碱性。
3. 2. 2土壤有机质一般来说,土壤有机质含量在5 ~ 100 g / kg之间。齐齐哈尔市居住小区绿地土壤有机质含量数据见图3。
齐齐哈尔市居住小区绿地土壤有机质含量在8 ~ 14 g / kg之间变动,对比我国土壤养分分级标准[3],齐齐哈尔市居住小区绿地土壤的有机质含量仅处在第四、五级( 10 ~ 20 g /kg和6 ~ 10 g /kg) ,属于中低肥力水平。众多小区中,运建园小区绿地土壤有机质含量比其他小区稍高,属于中等肥力。随着城镇化进程加快,人为因素的影响日益严重,土壤中有机质含量呈不断下降的趋势,而居住区绿地最为明显,因此需要适时地补充有机肥以保证绿地土壤正常功能的发挥。
3. 2. 3土壤全氮养分全氮量是土壤氮素养分的储备指标,在一定程度上说明土壤氮的供应能力,较高含氮量标志着较高的氮素供应水平,土壤中氮的主要来源是凋落物的分解[4]。齐齐哈尔市居住小区绿地土壤全氮数据见图4。
齐齐哈尔市居住小区绿地土壤的全氮含量在0. 70 ~ 2. 10 g / kg之间变动,> 0 ~ ≤10 cm土壤全氮平均含量为1. 57 g /kg,> 10 ~ ≤20 cm土壤平均含量为1. 03 g /kg,> 0 ~ ≤10 cm与 > 10 ~ ≤20 cm土壤全氮含量变化趋势相同,上层都比中层高。对比全国第二次土壤普查土壤养分状况分级标准,齐齐哈尔市居住区绿地全氮含量达到二、三级水平,属中等偏上。部分小区上层和中层之间全氮含量相差较大,可能是人为施肥的原因所造成。
3. 2. 4土壤全磷养分全磷量是表达土壤中磷素养分储备的一个相对指标,反映了土壤不断补充有效磷消耗的最大可能性[4,5]。齐齐哈尔市居住小区绿地土壤全磷数据见图5。
齐齐哈尔市小区绿地土壤的全磷含量在0. 19 ~0. 98 g / kg之间变动,> 0 ~ ≤10 cm土壤全磷平均含量为0. 50 g /kg,> 10 ~ ≤20 cm土壤全磷平均含量为0. 44 g /kg。根据全国第二次土壤普查土壤养分状况分级标准,运建园小区、东市场小区绿地土壤全磷含量较高,属于三级水平( 0. 6 ~ 0. 8 g /kg) ,居中等偏上; 其他小区绿地土壤的全磷含量较低,属五级水平( 0. 2 ~ 0. 4 g /kg) 。同一小区绿地土壤上、中层全磷含量没有太大差异,对于不同小区而言,全磷含量的差异较大,等级参差不齐。
3. 2. 5土壤全钾养分土壤全钾含量反映土壤钾元素的潜在供应能力[5],正常土壤中钾含量为5 ~25 g / kg。齐齐哈尔市居住小区绿地土壤全钾含量数据见图6。
齐齐哈尔市 居住小区 绿地土壤 全钾含量 在19. 21 ~ 35. 19 g / kg之间变动,> 0 ~ ≤10 cm土壤全钾平均含量为23. 97 g /kg,> 10 ~ ≤20 cm土壤全钾平均含量为25. 48 g /kg。根据与全国第二次土壤普查土壤养分状况分级标准数据比较得知,齐齐哈尔市小区绿地土壤的全钾含量均较高,属于三级以上( 中上等) 水平,不存在全钾含量不足的问题。
4 结论与建议
4. 1 结论
齐齐哈尔市居住区绿地土壤以砂质土为主,表层落叶、草根、石块等杂质普遍较多,土壤容重平均值为1. 54 g / cm3,比适宜植物良好生长的容重偏大,土地偏紧实。土壤的孔隙度平均值为38. 23% ,自然含水量的变化范围为3. 32% ~ 9. 87% 。总体上看,绿地土壤的自然含水量比较小,说明土壤板结过于紧实,孔隙度过小,不利于植物的生长。
齐齐哈尔市居住区绿地 > 0 ~ ≤10 cm土壤p H值平均值为7. 88,> 10 ~ ≤20 cm土壤p H值平均值为8. 0,说明居住区绿地土壤总体上呈碱性。 > 0 ~≤10 cm土壤有机质含量为10. 20 g /kg,符合国家养分标准,全氮含量 为1. 58 g /kg,全磷含量 为0. 51 g / kg,全钾含量为23. 97 g / kg; > 10 ~ ≤20 cm土壤有机质 含量为9. 92 g /kg,全氮含量 为1. 16 g / kg,全磷含量 为0. 44 g / kg,全钾含量 为25. 48 g / kg。根据与全国第二次土壤普查肥力标准对比,齐齐哈尔市居住区绿地土壤有机质及全磷含量为偏低水平,而全氮、全钾含量处于中等偏上水平,土壤总体上位于中下等质量。
4. 2 建议
齐齐哈尔市绿地土壤存在容重过大、自然含水量较小、养分级别低等问题,再加上人为过度干扰,成为限制齐齐哈尔市居住区绿地建设的主要原因; 因此,在未来绿地土壤养护和利用过程中需要采取有效措施减少人为干扰,同时根据居住区绿地土壤的具体条件,如土壤偏碱性、有机质、磷缺乏而钾较富余的特点,进行有针对性的改良。例如多施有机肥,提高土壤中养分的含量,也可以适当采取人为措施减少土壤板结,通过调节土壤的酸碱度改变土壤的化学性质,从而使绿地土壤质量变好,以更好地为植物创造良好的生长条件,使城市人居环境更加适宜人类居住,建设一个生态健康、景观宜人的城市。
摘要：为了对齐齐哈尔市居住区绿地土壤的理化性质进行分析,为城市居住区绿地土壤管理提供参考,试验选取齐齐哈尔市主城区6个具有代表性的居住区绿地分别采样,采用物理和化学方法测定了齐齐哈尔市居住区绿地土壤的理化性质。结果表明:齐齐哈尔市居住区绿地土壤容重略微偏大,土壤压实过紧,土壤中所含杂质较多,含水量少,孔隙度在正常范围之内,土壤碱性过大,有机质含量偏低,全氮、全钾含量中等偏上,全磷含量分布不均匀,土壤总体质量水平位于中下等水平,需要及时采取措施改善绿地土壤状况,从而提升城市人居环境和可持续发展水平。
土壤理化性质 篇10
1 研究区概况
研究地设于长沙市主城区, 长沙市地处湖南省东部偏北, 湘江下游和长浏盆地西缘。其地域范围为东经111°53′~114°15′, 北纬27°51′~28°41′。气候属亚热带季风气候, 全年气候温和、降水充沛、雨热同期、四季分明。长沙市年平均气温17.2℃, 年积温为5457℃, 市区年均降水量1361.6mm。全市辖区面积1.1819万km2, 农业人口人均占有耕地0.058hm2。长沙土壤种类多样, 可划分9个土类、21个亚类、85个土属、221个土种, 其中, 以红壤、水稻土为主, 分别占土壤总面积的70%与25%, 其余还有菜园土、潮土、山地黄壤、黄棕壤、山地草甸土、石灰土、紫色土等, 适宜多种农作物生长。
2 研究方法
2.1 样地的设置
在长沙市选取有代表性的林地、草地、交通用地及居民点用地, 每种类型分别设置6个采样点。由于城市土地的特殊性, 所以, 交通用地取土选取道路中央隔离带或者道路两旁绿化带中便于取土的点。居民点取土选择未被水泥覆盖的区域进行取样。
2.2 土壤样品采集及处理
在每个采样点按0~10、10~20、20~30cm3个层次, 分别采取土样, 并当场称取土壤鲜重, 装入无菌塑料袋带回试验室。在试验室清除土壤样品中的植物根系、凋落物、石砾等杂质, 在测定自然含水率后, 按照有机质、全N、全P、全K含量的测定要求进行自然风干处理后, 装入无菌塑料袋备用。在采集土壤样品的同时, 用环刀法测定土壤容重。
2.3 测定方法及数据处理
土壤自然含水率采用烘干法, pH值采取SJ-4A型pH计测定, 全N用半微量凯氏定氮法测定, 全P用钼锑抗比色法测定, 全K用火焰光度法测定, 有机质用重铬酸钾氧化———水合加热法测定[2]。采用Excel、spss19.0等软件对数据进行分析处理。
3 结果与分析
3.1 不同类型土地土壤基本物理性质
土壤水分是土壤的一个重要组成部分, 是林木生长发育所需水分的重要来源, 积极参与土壤中物质的转化过程[3]。从表1可以看出, 长沙不同类型土地自然含水率的平均值为草地>林地>交通用地>居民点用地。各层次之间的变化趋势为草地是随着土层的加深, 自然含水率呈下降趋势。而交通用地、林地及居民点用地随着土层的加深, 自然含水率呈上升趋势。说明草地表面的草本植物对水分有较好的蓄积能力[4], 从而导致降水蓄积在表层土壤, 这也是上层土壤的自然含水率高于下层土壤的原因。而其它3种类型的土地由于表层植被覆盖的较少, 故对自然降水蓄积能力较低, 所以, 下层土壤的自然含水率高于上层土壤。
土壤容重说明, 土壤的紧实程度是土壤物理性质的重要指标, 直接影响其它土壤肥力因素和植物生长状况, 土壤容重可反映人类活动对土壤的压实作用[5]。自然土壤的容重一般在1.3g/cm3左右, 而从表1中看出, 4种类型的土壤容重基本高于这个值, 分别是居民点>林地>草地>交通用地。说明城市居民点、城市森林、城市草地的土壤容重因为人流量相对集中, 受人为因素影响较大, 从而导致结果大于受人为因素影响较小的交通用地。而居民点、林地由于土壤深度的增加, 容重值也变大, 草地和交通用地的容重呈随深度增加而减少的趋势, 说明草地表层的草类对压力有一定的缓冲作用。表层草本植物覆盖较少的林地, 居民点对压力的缓冲作用较小, 所以, 导致底层的土壤容重值大于表层。
3.2 不同类型土壤的化学性质
3.2.1不同类型土地土壤的pH值。土壤酸碱性是土壤的重要属性, 同时也是土壤的基本化学性质之一, 它能够直接影响土壤中许多物理、化学及生物学的过程和性质。在这里我们用p H值来表示土壤的酸碱性[6]。从表2可以看出, 各土地p H值为居民点>草地>交通用地>林地, 各种类型的土地的p H值在4.00~8.73, 说明不同土地类型对p H的影响比较明显。而草地、交通用地、林地土壤的p H值基本上都呈弱酸性, 说明长沙城区的土壤呈酸性, 这可能是城市化进程中工厂、汽车等排放到大气中的NOx、SO2等气体。在大气层中形成酸雨降落到地面进入土壤中, 从而导致土壤呈酸性而居民点的土壤由于受到各种人为废弃物的影响, 土壤中常常混合了建筑垃圾、水泥和其它碱性物质, 从而导致其p H值偏碱性[7]。而各不同类型的不同层次之间基本上呈随土层的加深, 其酸 (碱) 性呈减弱的趋势。
3.2.2不同类型土地土壤的化学元素含量。有机质是土壤中比较活跃的部分, 是土壤中具有结构和生物学特征的基本物质, 它是生命活动的条件, 也是生命活动的产物。土壤有机质中含有植物生长中所必须各类营养物质, 随着有机质的矿化, 不断地释放出供植物使用。从表3中可以看出, 土壤有机质的含量差异为林地>草地>居民点>交通用地, 且不同土地利用方式的土壤有机质在空间分布上比较不均衡。在垂直空间分布上, 可以发现土壤有机质的含量随着土层的加深而呈逐渐下降趋势。这是因为地表的枯枝落叶以及植物根系分解所形成的有机质首先进入的是土壤表层, 而导致了表层土壤的有机质含量明显高于深层的土壤。
土壤中N素是植物生长必须的3大营养元素之一, 也是构成植物生命体的重要元素, 在植物生长过程中占有重要地位。据资料, 我国长江中下游地区的旱地全N含量为0.5~1.15g·kg-1。从表3中可以看出, 长沙各不同类型土地土壤的全N含量在这个范围之内, 但属于偏低的水平, 且草地、交通用地、林地基本上在0.5左右徘徊, 居民点的全N含量略高于其它种类土地, 这也与人为因素对其影响较大有一定关系。但在全N含量的垂直分布上来看, 基本上都是表层土壤的N含量高于底层土壤, 这也与表层土壤的有机质含量高有着密切关系。
我国土壤中的P普遍含量在0.3~3.5g·kg-1, 含量较低, 而在华中地区红壤中的含量就更低了。据表3看出, 长沙各类型土地土壤的P含量为居民点>交通用地>林地>草地, 说明长沙土壤的P含量还是处于较低水平。在垂直分布上, P含量随着土壤层次的加深, 也是呈降低趋势。这也与N含量的变化趋势一致, 说明土壤有机质差异能影响各营养元素的差异性。
我国土壤全K普遍含量在5~25g·kg-1之间, 从表中看出, 长沙各类型土壤全K含量普遍在6~7g·kg-1, 也属于偏低水平。
4 结论与讨论
长沙居民点土地由于各种建筑废弃物、生活垃圾的影响, 导致其p H值呈碱性, 这与保定市城市土壤的p H值基本一致, 而其它类型的土壤呈酸性, 这是因为长沙在城市发展过程中受到“酸雨”的影响而导致。有机质含量随着土壤的加深呈降低趋势, 这与湘中丘陵区土壤有机质含量存在一致的规律。长沙城市各类型土壤中全N、全P、全K含量普遍低于全国平均水平, 说明长沙城市土壤属于缺N、P、K的土壤。
本研究表明:不同土地利用方式对土壤的物理性质有一定影响, 土壤表层草本植物覆盖多的土地在保持水土及改善土壤质地方面有一定优势。居民点以及交通用地由于缺乏对植被的有效保护以及强烈的淋溶作用而导致有机质含量不高, 说明这2种类型的土地利用还有待提高。具体的改进措施:提高城市绿化率。在居民点、交通用地种植植物时, 可加入肥力较高的客土进行土壤改善, 或者加有机肥, 待土壤肥力提高后在进行绿化工作。对城市森林、草地进行管理时, 可适当使用含营养元素较高的肥料。
本研究仅对长沙的部分地区土壤理化性质进行了分析比较, 其结果不能代表整个长沙市的现状, 只能为长沙市的城市绿化以及土地利用优化提供一定的参考依据。
参考文献
[1] 康玲芬, 李锋瑞, 华伟等.不同土地利用方式对城市土壤质量的影响[J].生态科学, 2006 (1)
[2] 中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海:上海科学技术出版社, 1972
[3] 高述超, 田大伦, 闫文德等.长沙城市森林土壤理化性质及碳贮量特征[J].中南林业科技大学学报, 2010 (9)
[4] 赵锦梅, 张德罡, 刘长仲, 等.祁连山东段高寒地区土地利用方式对土壤性状的影响[J].生态学报, 2012 (2)
[5] 刘云鹏, 张社奇, 谷洁等.不同土地利用方式对陕西黄河湿地土壤水分物理性质的影响[J].安徽农业科学, 2011 (5)
[6] 冯万忠, 段文标.不同土地利用方式对城市土壤理化性质及其肥力的影响[J].河北农业大学学报, 2008 (2)
暴雨对地下河理化性质的影响 篇11
一、实验方法
地下河出口处有一人工修建的矩形沟渠，为测量工作提供了方便。监测工作白天每4小时进行一次，晚上8小时一次。实验器材和方法：①用卷尺测得矩形渠宽2.10m，数根笔直的竹竿或木棍、卷尺用于测量水位：将木棍或竹竿竖直插入水中反复测量水深，求平均值。②旋杯式流速仪（精度为0.001m/s）用于测定地下河水流速度：将流速仪置于地下河道中断面不同位置反复测定流速，求平均值。根据公式1（Q=10HLV）用测到的水位和流速计算流量。式中：Q为流量（L/s）；H为水位（cm）；L为矩形沟渠宽度（m）；V为流速（m/s）。③使用德国（WTW公司）Multi3430便携式多参数水质分析仪：测定水温、pH值，测量精度分别为0.1℃、0.01pH单位。④用钙离子试剂盒（德国Merck KGaA）测定水中的Ca2+、HCO3-浓度，精度分别为0.1mg/L和0.1mmol/L。⑤降水数据来源于http：//rp5.ru/重庆市天气_。
二、实验数据分析
1.降水
本次降水共64mm，从7月21日22：00开始至23日15：00结束，并伴有闪电。降水开始后的24小时降水量达62mm，属于暴雨，主要集中在21日22：00至23日10：30，用origin软件作出图1，最大降水出现在7月22日6：30，半小时降水量8.4mm。考虑到从降水到汇集入地下河并流出将经历一定时间，因此，观测、采样从7月21日23：00开始，到7月26日12：00左右，水位、流速、电导率、Ca2+、HCO3-等主要指标基本恢复到降水前水平，停止观测。观测时间共109小时。
2.流量
地下河流量变化很大，从降水前的172 L/s迅速增加到1901 L/s，增幅超过10倍，表明降水对地下河流量影响十分明显（图1）。从变化过程看，在降水8小时后流量迅速增加到最高值，随着降水的停止，水位逐渐降低，经过95小时后，仍未能恢复到降水前流量。这种地下河流量随暴雨陡涨缓落的现象，说明该区属管道与裂隙组合的地下水系统，地表与地下河通过落水洞、竖井等管道直接相通，同时有深部裂隙和溶隙的调节，并以管道流为主。
3.水温
降水期间老龙洞地下河水温度平均22.5℃，变化范围21.5～23.5℃；气温21.8～34.7℃，平均25.85℃。可见，地下河水温明显低于气温，变幅远小于气温，表现出土壤、岩层对水温的调节作用，使地下河处于相对恒温状态。从变化过程看，水温并没有随着流量的上升而迅速降低，而是在流量达到最大值时才开始降低，体现出降水进入地下河路径的复杂性。降水并不仅仅从落水洞快速进入地下河，还从裂隙、溶隙等下渗进入。降水前，裂隙、溶隙中充满温度较高的水，降水时将这部分水先挤压进入地下河，因此水温起初并不出现随流量的增加而下降的现象。然后随着降水停止，降水对地下河的影响逐渐减小，水温逐渐随气温的变化而变化。
4.PH值
降水过程中PH值平均7.02，呈弱碱性，体现了岩溶区地下水的基本水化学特点。PH值变幅为6.98～7.09，相对较稳定。随着降水的来临和流量的上升，PH值呈逐渐降低趋势（图1），到22日21：00降至最低，这可能与重庆降水呈酸性有关。随后，暴雨的影响减小，PH值略有回升并出现波动。
5.Ca2+
根据方程1（CaCO3+CO2+H2O = Ca2+ + 2HCO3-）可知，地下水中Ca2+主要来源于碳酸盐岩的溶解。研究时间内Ca2+平均质量浓度103.92mg/L，变化范围92～118 mg/L，体现了岩溶区地下水的基本水化学特点。暴雨后随着流量的增加Ca2+出现了短暂升高（图1），这可能是因为降水除从落水洞直接进入地下河外，还进入裂隙、溶隙，将其中原有的高Ca2+浓度的地下水挤压进入地下河。随着流量的增加，Ca2+浓度迅速降低，在pH值降到最低时，Ca2+浓度也降到最低。说明此阶段原来存储在裂隙、溶隙中的“老水”已全部流出，低Ca2+浓度的降水经溶隙、裂隙进入地下河，体现出降水对地下河水的稀释效应。随后，降水对地下河影响减小，伴随着pH值的升高Ca2+浓度波动上升，但二者变化趋势并不完全同步。
6.HCO3-
根据方程1（CaCO3+CO2+H2O = Ca2+ + 2HCO3-），地下河中HCO3-也主要来源于碳酸盐岩的溶解。研究时间内HCO3-平均质量浓度215.85mg/L，变化范围195.2～262.3 mg/L。HCO3-的质量浓度在降水期间并没出现与Ca2+相似的短暂升高过程（图1），而是随着降水的稀释作用浓度迅速降低，然后跟随Ca2+波动升高，但HCO3-最低值出现时间与Ca2+并不一致。说明该地下河中Ca2+ 与HCO3-并不完全同源，可能与该地下河污染较严重，大量有机物分解后产生了HCO3-有关。
三、结论
暴雨对地下河理化指标均产生不同程度的影响。流量对降水的反应非常迅速并且变幅最大。降水对水温和pH值影响不大，但对Ca2+ 与HCO3-影响显著。说明岩溶区地下河与地表联系紧密，地表污染物也可以通过暴雨直接进入地下河，造成地下河污染。由此可见，分析暴雨期间地下河理化性质的影响对了解地下河污染情况有重要意义。
土壤理化性质 篇12
（一）试验区自然概况
试验区位于田林县境内。该县年平均气温20.0℃，最热月(7月)31.0℃，最冷月(1月)6.0℃;年均降雨量1200.0mm，其中4～10月占全年总量的87.5%;年均蒸发量1600.0mm;年均相对湿度80%。试验地土壤为沙页岩发育的赤红壤，土层厚度1m左右。桉树林为2a，品种为广九, 林分密度1500株/hm2。
（二）试验方法
1. 试验设计与材料
2006～2007年在田林县旧州镇板坚村委力山栽培区内，选择具有代表性的地段设置标准地。设置4个处理3个重复小区，每个重复小区基本保持在同一水平带上，每个小区100株，按随机区组排列。即施肥量分别为：处理Ⅰ1500kg/hm2;;处理Ⅱ1125kg/hm2;;处理Ⅲ900kg/hm2;;处理Ⅳ950kg/hm2;。施肥时间为每年的3月上旬和6月下旬进行，即在树干基部上坡(树冠滴水中心)部位挖弧形沟，沟深20cm，将肥料埋入其中并覆盖。有机无机复混肥由鸡粪作为主要有机原料，经发酵后加入无机肥和微量元素配制而成，其成分含量为：全N9%，全P2O54%，全K2O6%，有机质20%，水分15%。
2. 土壤物理性质和土壤化学性质的测定
在每个样地中，按对角线选择具有代表性的土壤剖面3个，每个土壤剖面按0～20cm, 20～40cm, 40～100cm三个土壤层次，用100cc不绣钢环刀采集土样，每个土壤层次取3个重复样品带回室内，送广西大学林学院和广西林科院按国颁标准测定土壤水文-物理性质。
（三）结果与分析
1. 有机复混肥不同施肥量对土壤物理特性的影响
由表1可以看出，有机无机复混肥不同施肥量在1m土层厚度中的土壤容重变动在0.9088～1.2805g/cm3之间，大致随土壤深度的增加而呈递增趋势，分别比施用复合肥减少0.0010～0.1910 g/cm3，并随土壤深度的增加，其减少量明显减少。在施用有机复混肥不同施肥量中，其土壤容重的减少量显示出处理Ⅰ>处理Ⅱ>处理Ⅲ>处理Ⅳ的规律，即以有机无机复混肥施肥量为1500kg/hm2土壤容重的减少量最大，以950kg/hm2复合肥施肥量的土壤容重减少量的最小。
有机复混肥不同施肥量的土壤总孔隙度变动在45.3%～65.9%范围内，并随土壤深度的增加而呈递减趋势，分别比施用复合肥增大0.4%～4.4%，其增加量也基本随土壤深度增加而明显减少，并显示出处理Ⅰ>处理Ⅱ>处理Ⅲ>处理Ⅳ的规律。
有机复混肥不同施肥量的土壤通气度变动在16.1%～25.7%范围内，并随土壤深度的增加而呈递减趋势，分别比施用复合肥增大0.2%～5.8%，其增加量也基本随土壤深度增加而明显减少，与总孔隙度的变化规律相一致。
有机无机复混肥不同施肥量的土壤总贮水量变动在740.0～902.0t/hm2范围内，分别比施用复合肥(712.0～840.0 t/hm2)增大1.7%～9.8%，其总贮水量显示出处理Ⅰ>处理Ⅱ>处理Ⅲ>处理Ⅳ的规律。
2. 有机无机复混肥不同施肥量对土壤化学性质的影响
试验结果表明(表2)，有机复混肥不同施肥量在1m土层中的Ph值变动在4.53～5.60范围内，相应比施用复合肥增加0.04～0.11，并大致随土层深度的增加而有所递增。有机质含量为0.75%～3.54%(7.5～35.4g/kg)，绝大部分属于中低水平，相应比施用复合肥增加0.03%～0.25%，并随土层深度的增加而显著降低。全N和全P的含量较接近，依次为0.05%～0.15%和0.05%～0.14%，绝大部分属于中上水平，分别比施用复合肥增加0.01%～0.04%。全K为0.22%～0.50%(2.2～5.0g/kg)，绝大部分属于极低水平，相应比施用复合肥增加0.01%～0.05%。速效P为1.5～7.6 mg/kg，属于中低水平，相应比施用复合肥增加0.1～0.6mg/kg。速效K为44.2～98.8mg/kg，绝大部分属于中低水平，相应比施用复合肥增加0.5～10.4mg/kg。交换性Zn为0.64～2.80mg/kg，除表土(0～20cm)属于中等水平外，其余大部分属于低水平，相应比施用复合肥增加0.02～0.15mg/kg。所以在土壤中施入有机无机肥复混，有利于提高土壤中的有效态锌的含量。交换性Mn为1.33～22.59mg/kg，除表土属于较高水平外，其余大部分属于中低水平，并随p H值的降低而升高趋势，相应比施用复合肥增加0.10～0.55 mg/kg。水溶性B为0.05～0.35 mg/kg，呈现出随pH值增大而减小，相应比施用复合肥增加0.01～0.04 mg/kg。测定数据充分说明，施用有机无机复混肥对增加土壤养分含量，防止地力衰退具有重要作用，尤其以施肥量为1500kg/hm2的效果最好。
（四）小结
通过在田林县旧州镇建立桉树林样地，采用有机无机复混肥不同施肥量以及复合肥进行同步施肥试验，以探讨对林地土壤理化性质的影响，筛选出较佳的有机无机复混肥施肥量。试验结果充分显示：施用有机无机复混肥不同施肥量对于降低林地土壤容重，增加土壤孔隙度及通气度，提高土壤贮水能力，施2a，从时间上看仍然较短，同时显示出该区林地土壤养分含量仍然还处于较低水平，表明施肥带来的良性潜力仍然较大。因此，为了获得较为系统、较为稳定的试验数据，将继续深入地开展这方面的综合研究，以不断提高该区桉树林地的生物生产力。
参考文献
[1]崔玊亭.化学与生态环境保护[M].北京:化学工业出版社, 2000.
[2]王兴仁, 张福锁, 刘全清, 等.试论我国复混肥的发展方向[J].磷肥与复肥, 2005, 20 (2) :5-8.
[3]强秦, 曹卫贤.我国复混肥料生产现状及发展趋势[J].杨凌职业技术学院学报, 2004, 3 (1) :40-43.
[4]张文君, 刘兆辉, 江丽华, 等.有机无机复混肥对作物产量和质量的影响[J].山东农业科学, 2005 (3) :57-58.