土壤理化环境

土壤理化环境（共10篇）

土壤理化环境 篇1

前言

土壤有机质对土壤肥力有重要作用, 它既能提供植物养分, 又有利于养分、水分的保持, 改善土壤结构等, 所以提高和保持土壤有机质含量对土壤肥力是至关重要的;但每一种土壤在特定的气候条件、生物条件和耕作制度下都有一个适宜的土壤有机质含量, 保持过高的土壤有机质含量既不经济, 也无助于土壤肥力的提高。

玉米高产、超高产田土壤条件的报道多集中于玉米播种前和收获后土壤养分含量的研究, 而对土壤理化环境的综合研究较少。初步探明玉米高产、超高产田土壤的理化环境和养分环境状况, 为高产、超高产玉米田土壤肥力的定向培育提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集

超高产玉米田土壤理化环境及养分环境研究的供试土壤分别采自肇洲、汤原、密山等地, 对土壤剖面进行了形态特征描述, 并对采样点的玉米连作年限、耕作、施肥及产量等情况进行了详细调查, 采集了耕层和部分犁底层土壤样品100余个, 经风干处理后供实验室分析用。

1.2 分析方法

土壤容重采用环刀法;硬度采用中山式硬度计法;水稳性团聚体用萨维诺夫法;土壤p H值采用电位法测定;有机质测定采用电热板加热一重铬酸钾容量法;碱解氮测定用扩散法;速效磷采用0.5 mol/LNa HCO, 浸提一相锑抗比色法;速效钾采用1 mol/LNH, OAc浸提一火焰光度法。

2 结果与分析

2.1 超高产玉米田土壤的物理环境

从耕层厚度来看, 经过培育的高产土壤普遍具有深厚的耕层, 其厚度一般都在25 cm以上;未经特殊培育的生产田, 其耕层形态均为波浪形, 厚度仅为13~16cm。高产土壤耕层的容重变化在1.01~1.26g/m2平均为1.10g/m2;未经特殊培育的生产田的容重普遍较高, 变化在1.2~1.37g/m2, 平均为1.27g/m2。

2.2 土壤结构是土壤肥力的基础。土壤结

构性直接影响土壤肥力和农作物生长。超高产玉米田土壤的结构破坏率平均为51.20%, 普通生产田土壤的结构破坏率平均为63.94%。土壤结构破坏率可能是影响土壤肥力形成和转化的重要因素, 获得高产必须降低土壤的结构破坏率。

一般来说, 高产、超高产田土壤肥力较高。在土壤构造上, 高产土壤的顺粒比例较高, 比低产土壤具有更好的土壤顺粒组成, 特别是0-40二土层最为明显。

2.3 为超高产土壤与对照浓民传统耕作。

土壤样品一些物理性质的比较结果。从耕层厚度来看, 经过培育的高产土壤普遍具有深厚的耕层, 其厚度一般都在25cm以上;未经特殊培育的生产田, 其耕层形态均为波浪形, 厚度仅为13-16 cm。高产土壤耕层的容重变化在1.01-1.26g/m2, 平均为1.10g/m2未经特殊培育的生产田的容重普遍较高, 变化在1.2-1.37g/m2, 平均为1.27g/m2。

2.4 超高产玉米田土壤的养分环境和化学

环境调查结果显示, 一些高产田有机质低于普通生产田, 其原因可能与高产田施氮素施用量较高, 促进了土壤有机质矿化有关。

碱解氮的含量变化规律与有机质相近。研究表明, 土壤碱解氮含量的高低既与施肥量有关, 也与作物的吸收量有关。因此, 高产土壤碱解氮含量的降低可能是施氮量不足或是作物吸收量较多所致。

土壤速效磷、速效钾含量也与施肥量和作物的吸收量有关。多数高产田土壤的速效磷和速效钾的含量都高于普通生产田, 只有少数土壤呈相反趋势。前者是高产田的施磷、施钾量均超过作物吸收量所致, 后者是施磷、施钾量小于作物吸收量所致。

土壤的PH值直接或间接地影响营养元素的形态, 进而影响作物对养分的吸收过程和数量。因此土壤PH是土壤重要的化学属性。一些研究发现, 长期过量施肥可能会导致土壤酸化。不同地区的土壤PH值差异很大, 但同一地域的高产试验田和普通生产田相比, 大多都没有明显差异, 说明短期内的大量施肥不至于引起土壤酸化。

土壤阳离子交换量是衡量土壤保肥性能的重要指标, 它的高低主要取决于土壤有机和无机胶体数量和组成。通过提高土壤有机胶体的含量和改善有机胶体组成, 改善土壤的阳离子交换性能, 仍然是当前土壤;培肥的最大有效措施。从总体上看, 各供试土壤的CEC变化在17.25-25.13mol/kg, 其土壤属高温保肥性能或接近高保肥性能土壤, 其阳离子交换性能完全可满足作物高产的环境需求。尽管如此, 从高产田和生产田的CEC比较可以看出, 所以高产田的CEC均不同程度地高于普通生产田, 与高产田的定向培育有直接关系。

3 结论

3.1 机质是一个相对比较稳定的性状, 在

一定范围内和相同的环境条件下, 有机质含量高的土壤其总体肥力也相对较高。但也发现一些超高产田有机质低于普通生产田, 其原因可能与超高产田氮素施用量较高、促进了土壤有机质矿化有关。

3.2 土壤碱解氮含量的高低既与施肥量有

关, 也与作物的吸收量有关。一些超高产土壤碱解氮含量低于生产田可能是施氮量不足或是作物吸收量较多所致;土壤速效磷、速效钾含量也与施肥量和作物的吸收量有关。调查表明, 多数超高产田土壤的速效磷和速效钾的含量都高于普通生产田, 只有少数土壤呈相反趋势。前者是超高产田的施磷、施钾量均超过作物吸收量所致, 后者是施磷、施钾量小于作物吸收量所致;不同地区的超高产田土壤的p H值差异很大, 但同一地域的高产试验田和普通生产田相比, 大多都没有明显差异。

3.3 与玉米产量之间均达到了极显著相关

的土壤物理特性主要包括土壤容重、耕层厚度以及土壤的结构破坏率, 拼层深厚、土壤容重较小、结构破坏率较低的土坡有利于形成高产。

研究结果表明, 超高产玉米田土壤物理肥力特性较高, 主要表现在耕层较深厚, 土壤容重变化在1.01-1.26砂对, 土壤的结构破坏率较低;在土维的化学环境特征方面, 土城枯解氮、速效礴、速效钾等均未表现出明显的变化规律;所有超高产田的土城阳离子交换f (CEC) 均不同程度地高于普通生产田, 这与超高产田的定向培育有直接关系;一些超高产田有机质低于普通生产田, 其原因与超高产田尿素施用量较高、促进了土壤有机质矿化有关。

我国重要的商品粮基地。自20世纪80年代中期以来, 中外均有单产过15000kg/hm2的高产典型报告, 一般来说, 高产、超高产田土壤肥力较高。在土壤构造上, 高产土壤的顺粒比例较高, 比低产土壤具有更好的土壤顺粒组成, 特别是0-40二土层最为明显。高产田块土壤类型为冲积土, 0-20cm土层中碱解N含量88.3-202mg/kg。与玉米产量之间均达到了极显著相关的土壤物理特性主要包括土壤容重、耕层厚度以及土壤的结构破坏率, 耕层深厚、土壤容重较小、结构破坏率较低的土壤有利于形成高产。

参考文献

[1]王忠孝.山东玉米[M].北京:中国农业出版社, 1999.[1]王忠孝.山东玉米[M].北京:中国农业出版社, 1999.

[2]佟屏亚.玉米高产是一个永恒的课题[J].作物杂志, 2000 (1) :10-12.[2]佟屏亚.玉米高产是一个永恒的课题[J].作物杂志, 2000 (1) :10-12.

[3]汪攀明, 郭庆法, 张发军等.加人WTO后我国玉米育种的影响及对策分析[J].玉米科学, 2003, 11.[3]汪攀明, 郭庆法, 张发军等.加人WTO后我国玉米育种的影响及对策分析[J].玉米科学, 2003, 11.

[4]王立春, 边少锋, 任军等.吉林省玉米超高产研究进展与产量分析[J]中国农业科技导报, 2004:33-34.[4]王立春, 边少锋, 任军等.吉林省玉米超高产研究进展与产量分析[J]中国农业科技导报, 2004:33-34.

[5]韩萍, 张玉欣, 韩常贵等.玉米吨粮田的发展概况及技术措施[J].玉米科学, 200087-89.[5]韩萍, 张玉欣, 韩常贵等.玉米吨粮田的发展概况及技术措施[J].玉米科学, 200087-89.

土壤理化环境 篇2

关键词：枣园；南疆；土壤；理化性质

中图分类号：S665.1 文献标识码：A DOI 编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2015.08.004

土壤是果树所需水分和矿质营养的来源，是果树栽培的生存基础。土壤的有机质含量、碱解氮含量、速效磷含量、速效钾含量、pH值等理化特性均直接影响果树根系的生长发育和吸收功能。优良的土壤条件能满足枣园对水、肥、气、热的需求，使枣园获得高产。国内外有关各种生态类型条件下土壤理化性质的研究成果颇丰，其中对森林土壤、农田土壤及草地土壤理化性质研究相对深入和广泛。国内对果园土壤理化的研究在苹果[1]、柑橘[2]等果树上均有报道，但对枣园土壤理化性质的研究鲜有报道。本研究属于基础性的研究，对不同种植年限的枣园土壤理化性质进行分析，以提高土壤质量，以期为该地区土壤管理及枣业可持续发展提供理论依据。

1 材料和方法

1.1 研究区概况

麦盖提县四十五团位于新疆维吾尔自治区南部，在塔克拉玛干大沙漠边缘，叶尔羌河和提孜那甫河冲积而成的荒漠绿洲平原，远离海洋，西南有喀喇昆仑山阻挡，北面以天山为屏障，地形闭塞，受沙漠气流影响较大，是典型的荒漠、干旱大陆型气候，日照充足，热量丰富，降水量少，蒸发量极强，温度的年日变幅大。年日照为2 460～3 151 h，年平均气温10.9～13.1 ℃，年活动积温4 469～4 914 ℃，平均降水量6.9～87 mm，年蒸发量2 017～2 576 mm，是红枣等耐干旱、耐瘠薄、喜光喜温经济果林的最佳优生区，处于世界六大适合种植果树的区域。

1.2 材 料

本试验所用土壤采于新疆南部的新疆生产建设兵团农三师45团（麦盖提县）的枣园。

1.3 采样方法

挖取土壤剖面按照0～5 cm，5～10 cm，10～20 cm，20～30 cm，30～50 cm，50～70 cm，70～100 cm间距逐层采样。取3棵树冠的同一层次土层的混合样作为样品，测定土壤有机碳含量及土壤的基本理化性质。同时，在每一层次用环刀取原状土，逐层测定土壤剖面理化性质。采样时间为2014年5月。

1.4 试验方法

在自然生态条件相同范围内，选择3，5，10，15 a枣园为研究对象，采用田间调查和定点样地控制相结合的试验，采样时间为3月果树萌发期，在每个枣园里选取有代表性的果树各3棵，在与树冠垂直投影范围内距树干2/3处作为布设采样点，按照“随机”、“等量”和“多点混合”原则分别进行选点、采样。

1.5 测定指标与方法

土壤有机质的测定用重铬酸钾外加热法；土壤含水量用烘干法[3]；pH值采用酸度计法测定；碱解氮含量采用氯化钠浸提—快速蒸馏法测定；速效磷含量采用钼蓝比色法测定；速效钾含量采用醋酸铵提取法测定[4]。

1.6 数据处理

数据分析主要采用SPSS数据处理统计软件和Excel2003软件，制图用SigmaPlot12完成。

2 结果与分析

2.1 不同种植年限对不同深度土壤pH值、土壤含水量的影响

试验所取土样的pH值在8.04～8.26之间，平均值是8.14，因此属于碱性土壤。没有明显的规律性差异。

从图1可以看出，土壤含水量在各层之间均有较明显的差异。在0～5 cm，5～10 cm，10～20 cm，20～30 cm和70～100 cm，同一土层、不同园龄的土壤含水量变化趋势是先降低后升高，在0～5 cm，5～10 cm和10～20 cm，不同年份土壤水含量是10 a<5 a<3 a<15 a；在20～30 cm，不同年份土壤水含量是10 a<5 a<3 a<15 a；0～5 cm时，其含量在15 a达到最大值，比同土层连作3 a增加54.67%，该层土壤含水量总趋势是长期种植后其含量比3 a升高；而30～50 cm和50～70 cm，同一土层、不同年限的土壤含水量变化趋势则是先升高后降低然后再升高。在70～100 cm，15 a时土壤含水量最高16.87 g·kg-1，5 a时土壤含水量最低10.38 g·kg-1；4种年限的枣园土壤含水量平均含量表现为10 a生枣树土壤水含量最低为8.62 g·kg-1，15 a生的枣树土壤含水量最大为13.66 g·kg-1。

2.2 不同种植年限对不同深度土壤有机质的影响

数据分析表明，枣园有机质含量介于5.87～13.43 g·kg-1，平均含量为9.47 g·kg-1，在0～5 cm和5～10 cm的土层其含量在10 a生枣园达到最大值，最小值出现在70～100 cm土层，最大值与最小值的比值为2.28，4个园龄的枣园土壤有机质平均含量在8.97～10.40 g·kg-1之间，随着种植年限的增加总体上显示出先增长后减小的趋势，其中在10 a的时候达到最大值10.40 g·kg-1，3 a时含量最少为8.97 g·kg-1。对枣园土壤有机质的影响结果由图2，在0～5 cm、5～10 cm、10～20 cm和20～30 cm的层次上，土壤有机质含量增长趋势显著。而在30～50 cm、50～70 cm和70～100 cm，虽然有所增长但增长的趋势不显著。

2.3 不同种植年限对不同深度土壤速效养分含量的影响

由图3可知，土壤速效磷含量在各层之间均有差异。土壤速效磷含量在0～5 cm、20～30 cm和50～70 cm时，随着年份的增加其含量也增加，且在0～5 cm，3 a时最低，15 a时最高；在5～10 cm和10～15 cm土壤速效磷含量变化趋势是先升高后降低然后再升高。除此之外都表现为先降低后升高然后再降低的趋势。在0～5 cm、20～30 cm和50～70 cm时，土壤速效磷含量15 a>10 a>5 a>3 a >1 a。同一园龄的不同土层，随土壤层次的增长土壤速效磷含量呈不断降低的趋势，3 a时，0～5 cm其含量最高为17.25 mg·kg-1；70～100 cm其含量最低12.05 mg·kg-1。15 a时，0～5 cm其含量最高为18.75 mg·kg-1；70～100 cm其含量最低12.2 6 mg·kg-1。不同年限不同土层土壤速效磷含量的最大值是最小值的1.56倍。总之，同一种植年限速效磷含量随着土壤深度的增加有明显下降的趋势。

土壤碱解氮是植物氮营养的主要来源，土壤碱解氮易被植物吸收，对植物的生长起着十分关键的作用[6-7]。因此，土壤中碱解氮含量和变化趋势是判断氮素丰缺的重要指标。从图4可以看出，随着种植年限的增长，在5～10 cm、10～20 cm和20～30 cm层次上，土壤碱解氮含量随年限增加呈现下降的趋势，且其含量表现为15 a<10 a<5 a<3 a。同一园龄的土壤碱解氮含量随土壤深度的增加总体上表现出不断降低的趋势，土壤碱解氮含量在5 ，10 ，15 a时，50～70 cm高于70～100 cm；在3 a时，70～100 cm高于50～70 cm。总体上土壤碱解氮含量表现出随种植年限的增加而递增的趋势，同一园龄不同层次表现出随土壤深度增加而递减的趋势。

由图5可知，土壤速效钾含量和速效磷含量变化趋势相似，速效钾含量在各层之间均有差异，随着种植年限的增长，土壤速效钾含量在0～5 cm和5～10 cm时表现为先增长再降低后增长，15 a时达到最大，3 a时最低；10～20 cm和20～30 cm时其含量表现为先降低后增长，10 a时最低，15 a时最高；30～50 cm其含量表现为先增长再降低后增长，10 a时最小，15 a时最大；50～70 cm其含量表现为先增长再降低后增长，10 a时最小，5 a时最大；70～100 cm其含量表现为先增长再降低后增长，3 a时最小，5 a时最大。相同年限不同层次上，土壤速效钾含量总体上表现为随土壤层次的增加而降低的趋势，5 a时0～5 cm层次低于5～10 cm；15 a时0～5 cm其土壤速效钾含量达到最大值131.26 mg·kg-1；在3 a时70～100 cm土层速效钾含量最低是103.61 mg·kg-1。

3 结论与讨论

根据土壤养分含量分级标准[8]，由表1可知研究区速效钾、速效磷含量均是3级。随着种植年限的增加，枣园土壤有效钾含量呈上升趋势且15 a生果园比10 a生果园土壤速效钾含量增加了3.29%。

土壤碱解氮是重要的土壤养分指标。研究区土壤碱解氮含量均随着土层深度的增加而下降[9]，这与陈朝阳等在研究施用有机肥对植烟土壤碱解氮含量的影响中的结论一致。土壤碱解氮含量在11.26～28.16 mg·kg-1之间，且平均值只有22.10 mg·kg-1，根据土壤养分含量分级标准[8]，由表1可知其含量是6级，处于缺乏状态，建议枣农合理增施氮肥。

土壤有机质含量与土壤肥力水平密切相关，对土壤理化性状、作物生长和化肥的施用影响很大。研究区土壤有机质含量较低，难以满足枣树生长的需要。随着土壤深度增加，有机质含量下降明显。

不同种植年限枣园土壤pH值无明显变化趋势。且枣对pH值的适应性也广，pH值在5.5～8.5范围内都可以生长[10]，因此研究区都适合发展枣树生产。

研究区土壤理化性质在不同深度土层表现为：随着种植年限的增加，土壤含水量在不同的土层深度均呈现先下降后上升的趋势；土壤有机质、有效磷在不同深度土层均呈先下降后上升的趋势；速效钾在0～20 cm和20～40 cm处也呈现出先下降后上升的趋势。进一步表明，枣农应加强幼年果树的施肥管理。

果园长期种植的效应受气候环境条件和施肥管理措施的影响。建议在南疆枣园实行长期种植应增施氮肥，改善土壤结构，提高土壤通透性，增加有机质含量，改变中年果园投入多、幼年果园投入少的施肥管理模式[11-14]。

参考文献：

[1] 甘卓亭， 张掌权， 陈静， 等. 黄土塬区苹果园土壤有机碳分布特征[J]. 生态学报， 2010， 30（8）： 2 135-2 140 .

[2] 林清山， 洪伟， 吴承祯， 等. 永春县柑橘林生态系统的碳储量及其动态变化[J]. 生态学报2010， 30（2）： 309-316.

[3] 王介元， 王昌全. 土壤肥料学[M]. 北京： 中国农业科技出版社， 1997 .

[4] 张甘霖， 龚子同. 土壤调查实验室分析方法[M]. 北京： 科学出版社， 2012 .

[5] 李云玲， 侯沁文， 延晋芳， 等. 生物菌肥在不同水分条件下对土壤碱解氮的影响[J]. 长治学院学报， 2006， 23（2）： 5-7 .

[6] 陈朝阳， 何欢辉， 陈星峰， 等. 施用有机肥对植烟土壤碱解氮含量的影响[J]. 江西农业学报， 2008， 20（12）： 61-65.

[7] 全国土壤普查办公室. 中国土壤普查技术[M]. 北京： 农业出版社， 1992.

[8] 王艳萍， 胡文革， 韩晶，等.新疆艾比湖湿地土壤有机质与速效养分时空变异及其相关性[J]. 江苏农业科学，2014，42（12）： 360-363，447.

[9] 张振明， 余新晓， 徐娟， 等. 不同植被类型土壤碱解氮空间变异性及预测[J]. 北京林业大学学报， 2009， 31（5）： 12-18.

[10] 朱锐.新疆枣树生产的现状与展望[J].黑龙江农业科学，2010（6）：158-163.

[11] 杜静静， 张永清， 马大龙， 等. 不同种植年限苹果园土壤理化性质与酶活性研究[J]. 中国农学通报， 2013， 29（34）： 90-95.

[12] 林万树，沈金泉，黄功标，等.果园土壤中、微量元素含量及其与pH值、有机质含量的关系[J].河南农业科学，2015（5）：77-80.

[13] 贾若凌，李丽，刘香玲，等.荔枝果园土壤脲酶活性与土壤肥力的关系研究[J].河南农业科学，2011（6）：79-81.

土壤理化环境 篇3

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。

土壤理化环境 篇4

关键词：冬虫夏草；土壤环境；土壤层；理化因子；生境

中图分类号： S567.3+50.1文献标志码： A文章编号：1002-1302（2015）09-0395-04

冬虫夏草[Cordyceps sinesis （Berk.） Sacc.]为麦角菌科真菌，是真菌寄生在蝙蝠蛾科昆虫幼虫后形成的子座和菌核的复合体[1]。冬虫夏草性温而味甘，药用价值极高，具有补肺、益肾、补精髓及诸虚百损、止咳平喘、止血化痰、补肺益肾、抗白血病、抗抑郁症、抗辐射、抗癌、防癌、提高人体免疫功能、造血能力和调节免疫系统之功效，主治久咳虚喘、劳嗽咳血、病后虚弱、消瘦失眠、阳痿遗精、腰膝酸痛等症[2-4]。冬虫夏草生活史极其复杂，必须经过相对独立的分生孢子阶段和子囊孢子阶段的转变。在自然条件下，其寄主绿蝙蝠蛾需要5～6年才能完成1个世代，其中85%以上的时间在地下生活，且对生境要求极其特殊[5]。随着市场对虫草需求日益增加，其野生环境被严重破坏，自然虫草日益减少、面临枯竭[6]，加强对冬虫夏草野生环境的研究和保护已刻不容缓。

冬虫夏草生长条件要求严格，在我国主要分布于青藏高原及边缘地区，包括西藏、青海、四川、甘肃、云南等省份。一般生于海拔3 600～4 500 m的山地，高山灌丛、草甸和高山草甸中。分布呈明显地带性和垂直分布规律，且与寄主分布一致[7]。冬虫夏草寄主对土壤生境依赖很强，近年来国内对其生境的研究主要集中在蝙蝠蛾幼虫的伴生植物、海拔界限及食性等方面[8-9]。而关于甘南州合作地区冬虫夏草（含寄主昆虫，下同）分布区土壤微生境的研究还未见报道。本试验对该区冬虫夏草种群分布与土壤养分间的关系进行了研究，为保护冬虫夏草生态环境，实现其野生资源可持续利用及半人工培养提供科学依据。

1研究区域概况

研究区域包括甘肃省合作市的4个街道、7个乡（当周街道、伊合昂街道、坚木克尔街道、通钦街道、卡加曼乡、卡加道乡、佐盖多玛乡、佐盖曼玛乡、加茂贡乡、勒秀乡、那吾乡）。合作市（102°47′51″～103°22′00″E，35°18′50″～35°66′29″N）地处甘南藏族自治州北部，东连卓尼，南靠碌曲，西接夏河，北倚临夏州的和政、临夏2县。该区域地理位置独特，区位优势明显，平均海拔3 000 m以上（表1），属于高原气候，昼夜温差大，年均气温1.7 ℃，无绝对无霜期。境内植被主要是龙胆科、玄参科、菊科、木贼科、蔷薇科、蓼科、禾本科，以嵩草、鹅绒委陵菜、问荆、圆穗蓼、珠芽蓼、金露梅等为主，植被覆盖度为75%，土壤厚度为30～40 cm。土壤类型主要有湿黑草毡土、黑毡土、草毡土、薄草毡土、冷棕钙、冷钙土、暗寒钙土。表1冬虫夏草主要分布区环境特点

分布地区海拔

（m）平均降水量

（mm）年平均气温

（℃）植被类型土壤类型坡位卡加道乡>3 4005160.5龙胆科、玄参科、菊科、木贼科、蔷薇科湿黑草毡土上坡位卡加曼乡3 2105102.8菊科、罂粟科、豆科、蓼科黑毡土上坡位佐盖多玛乡3 8005300.3罂粟科、禾本科、蔷薇科、菊科、蓼科草毡土上坡位佐盖曼玛乡>3 2205902禾本科、蔷薇科、木贼科、菊科薄草毡土上坡位加茂贡乡2 8602508报春花科、禾本科、蔷薇科、蓼科冷棕钙土中坡位勒秀乡2 70025012禾本科、菊科、蔷薇科、蓼科冷钙土中坡位那吾乡3 0003401.6龙胆科、禾本科、蔷薇科、菊科暗寒钙土上坡位

2研究方法与内容

2.1样地选择、土壤样品采集

通过当地药农的向导在2011年、2012年、2013年、2014年冬虫夏草采挖期的5月初至6月底，连续4年采用样地样方调查法，结合问卷走访常年在当地采集冬虫夏草的农牧民，他们对合作地区冬虫夏草的分布区域相对熟悉。设置样地和样方时，选择既能反映冬虫夏草野生资源野外生存状况，又能反映冬虫夏草集中分布特点的区域进行样方调查。调查区采用随机抽样的方法进行样方选择，调查时每年选取10个 10 m×10 m 典型大样方，在每个大样方中按五点法设置5个 1 m×1 m 小样方，共50个小样方。取样时在选定的10个大样方内采用五点法，记录样地特征及周边环境信息，包括经纬度、海拔高度、坡度坡向、草地类型、主要植被等，并在样方内取 0～5、5～10、10～15、15～20 cm土壤样品，随机取样3次，并将每层土样混合后作为该样方的土壤样品，共21个土壤样品。记录土壤类型，用对角线法缩样并封闭土样，编号后装入保鲜袋带回实验室测定。

2.2冬虫夏草数量的统计

调查并测定每个样方内的冬虫夏草株数、植被组成、植物盖度、密度、高度、分布状况、生长状况、土壤类型、土壤理化性质等指标，在每个大样方中采挖冬虫夏草10株，称量其生物量，测量虫体长、子座长，并在烘箱中80 ℃下烘干至恒质量后称干质量，根据样株法计算其资源量。同时采集相应样方中的土壤样品1 kg。

在每个大样方内随机抽取1个小样方，细挖土深至 50 cm，统计小样方内冬虫夏草和寄主昆虫的数量。由于部分大样方药农采挖后破坏严重，无法精确统计冬虫夏草数量，只能根据样方中采挖后留下坑的数量代表冬虫夏草的数量。

2.3土壤理化因子分析

土壤有机质含量（OM）采用电砂浴加重铬酸钾容量法测定；土壤全氮（TN）含量采用半微量凯氏定氮法测定；土壤全磷（TP）含量采用NaOH熔融法-钼锑抗比色法测定；土壤全钾（TK）含量采用氢氧化钠熔融-火焰光度计法测定；土壤水解氮（HN）含量采用碱解扩散法测定；土壤速效磷（AP）含量采用碳酸氢钠法测定；土壤速效钾（AT）含量采用醋酸铵-火焰光度计法（1 mol/L 中性NH4OAc提取）测定；土壤含水量（WC）采用烘干法测定；土壤pH值采用电位法测定[10]。

2.4数据处理

应用DPS 7.5统计软件分析处理数据并对数据进行主成分分析，取主成分后，主成分数据使用层次聚类方法进行聚类分析，确定冬虫夏草土壤养分选择的主要成分。利用逐步判别分析（discriminant analysis）法分析自由水、吸湿水、pH值、有机碳含量、有机质含量、全氮含量、水解氮含量、全磷含量和有效磷含量对冬虫夏草种群分布的影响。

3结果与分析

3.1不同土壤层理化性质分析

对21个样方中的土壤理化性质参数进行单因素方差分析法的结果（表2）表明，不同土壤深度的pH值、TN含量、TP含量和AP含量差异不显著（P>0.05），所以在判别分析时利用4层土层深度的pH值、TN含量、TP含量和AP含量平均值进行统计。分析发现，WC、OM、TK含量和AK含量差异极显著（P<0.01）。HN在0～5 cm层、10～55 cm 层、20～25 cm 层差异不显著。

3.2土壤理化性质的主成分分析

对21个小样方的WC、OM、pH值、TN含量、HN含量、TP含量、AP含量、TK含量和AK含量 9个参数进行主成分分析，得到不同土壤层的9个相关系数矩阵（表3）。表3表明，85%以上数据的绝对值大于0.30；各变量至少与1个以上的其他变量有较大的相关性，OM与WC、TN含量、HN含量、AP含量和AK含量之间显著相关（α=0.05时，r=0950 0），TN含量与TP含量和TK含量之间显著相关，TP含量与AK含量之间显著相关，HN含量与AP含量和AK含量之间极显著相关（α=0.01时，r=0.990 0），AP含量与AK含量之间显著相关。

由表4可以看出，前2个主成分特征值K1=7.525 6>1000 0，K2=1.186 6>1.000 0，且贡献率最高，累计贡献率达96.802 3>85%。可见，前2个主成分基本包含了0～5、5～10、10～15、15～20 cm 不同土壤层中WC、OM、pH值、TN含量、HN含量、TP含量、AP含量、TK含量和AK含量9个参数的96.80%的总信息量，所以选前2个主成分。

3.4土壤理化性质因子旋转分析

在主成分分析的基础上，经方差最大旋转后的因子矩阵提取前2个主成分计算各变量特征向量（表5），表5表明，第一主成分与TP含量相关系数最高，反映了影响冬虫夏草种群分布的土壤理化性质的首要因子为TP含量。在第二主成分中，相关系数最高的为pH值，反映了冬虫夏草对土壤酸碱性的严格要求。

表5土壤理化参数与主成分相关系数

变量第一特征向量第二特征向量WC0.804 20.587 0OM0.946 30.320 4pH值0.062 50.998 0TN含量0.979 30.142 2HN含量0.946 60.263 0TP含量0.993 5-0.056 8AP含量0.947 50.266 9TK含量0.920 50.059 1AK含量0.972 70.148 9

3.4不同土层深度对冬虫夏草形态及数量的影响

调查区不同土壤深度冬虫夏草形态和数量见表6。随着土层的加深，冬虫夏草数量呈先增加后减少的变化趋势，大小、粗细也先增加后减少的变化态势。不同土壤深度幼虫数量差异极显著，5～10cm土壤间的冬从夏草数量最多，平均达到2.10条，15～20 cm土壤间的冬从夏草数量较多，平均达到1.38条，20～25 cm土壤间的冬从夏草数量最少，平均达到0.21条。说明甘南州合作地区冬从夏草主要生活在 5～10 cm 的土壤中，20 cm 以下不适宜冬从夏草生存。幼虫尸体长、幼虫尸体直径、子座长、子座直径从大到小依次为 5～10 cm>15～20 cm>0～5 cm>20～25 cm。

3.5土壤理化性质对冬虫夏草分布的影响

采用判别分析统计不同土壤深度理化性质参数对冬虫夏草分布的影响，结果见表7。在0～5 cm土层中，pH值、TN含量显著影响冬虫夏草的分布，WC、TK含量极显著影响冬虫夏草的分布；在5～10 cm土层中，WC显著影响冬虫夏草的分布，pH值、TK含量极显著影响冬虫夏草的分布；在15～20 cm土层中，OM、TK含量显著影响冬虫夏草的分布，WC、pH值、TN含量极显著影响冬虫夏草的分布；在20～25 cm土层中，OM、pH值、TK含量显著影响冬虫夏草的分布，WC、TN含量极显著影响冬虫夏草的分布。HN含量、AP含量、AK含量在4层土壤中均不影响冬虫夏草的分布。

4结论与讨论

甘南高原合作地区冬虫夏草主要分布在海拔为3 200 m表6不同土层深度的冬虫夏草形态及数量土壤层以上的上坡位高山草甸或高山灌丛草甸植被类型的土层中，土壤主要是高山草甸土，部分亚高山草甸土也有分布。随着土层的加深，冬虫夏草数量、大小、粗细呈现先增加后减少的变化态势；5～10 cm土壤间的冬从夏草数量最多；该地区土壤的pH值偏碱性，且4层土壤间的pH值差异不显著，这与吴庆贵等的研究结果[5]相一致。土壤深度0～5 cm的平均含水量最高，这与该地区的降水量有关；15～20 cm的土壤含水量变化较大。蝠蛾幼虫喜在高湿环境中（土壤湿度40～46%）感染萌发[6]。

冬幼虫主要生活在5～10 cm的土壤中，寄主昆虫主要是在土壤中度过其生命周期，作为其栖息环境的土壤直接影响着冬虫夏草的种群分布。在0～5 cm土层中，WC、TK含量极显著影响冬虫夏草的分布；在5～10 cm土层中，pH值、TK含量极显著影响冬虫夏草的分布；在15～20 cm土层中，WC、pH值、TN含量极显著影响冬虫夏草的分布；在20～25 cm土层中，WC、TN含量极显著影响冬虫夏草的分布。HN含量、AP含量、AK含量在4层土壤中均不影响冬虫夏草的分布。

土壤各层间的其他理化性质如pH值、TN含量、TP含量和AP含量所调查的4层土壤中差异不显著，基本是恒定的，WC、OM、TK含量和AK含量 4层土壤中差异极显著，HN含量在0～5、15～20、20～25 cm土层间差异不显著。主成分分析结果表明，第一主成分中TP含量为影响冬虫夏草种群分布的土壤理化性质的主要因子为TP含量，第二主成分中的主要因子为pH值反映了冬虫夏草对土壤酸碱性的严格要求。

土壤理化因子对冬虫夏草种群分布与生存影响较大，第一主成分中TP含量相关系数最高，是影响冬虫夏草种群分布的土壤理化性质的主要因子，在第二主成分中，相关系数较高的为pH值，反映了冬虫夏草对土壤酸碱性的严格要求。且在调查的4层土壤层中冬从夏草主要生活在5～10 cm土层中，pH值、TK含量极显著影响冬虫夏草的分布，且冬虫夏草分布最多，虫体形态表征也最好，20 cm以下不适宜冬从夏草生存。综合所有分析得出，TP含量、pH值、TK含量是调查区土壤中影响冬虫夏草分布的关键因子，而HN含量、AP含量、AK含量在4层土壤中均不影响冬虫夏草的分布。

参考文献：

[1]中华人民共和国卫生部药典委员会.中华人民共和国药典：一部[M]. 北京：人民卫生出版社，1985.

[2]朱印酒，段双全，欧珠朗杰.冬虫夏草的研究进展[J]. 中央民族大学学报：自然科学版，2009，18（2）：108-109.

[3]刘飞，伍晓丽，尹定华，等. 冬虫夏草寄主昆虫的生物学研究概况[J]. 重庆中草药研究，2005（1）：45-52.

[4]吕献康，沈建华，舒小英. 冬虫夏草生态生物学特性考察报告[J]. 中国现代应用药学，2005，22（2）：134-135.

[5]吴庆贵，苏智先，苏瑞军，等. 冬虫夏草生境选择主导因子[J]. 广西植物，2009，29（3）：331-336.

[6]杨跃雄，杨大荣，沈发荣，等. 虫草菌感染虫草蝠蛾幼虫的研究[J]. 动物学研究，1989，10（3）：227-231.

[7]暴增海，马桂珍，张昌兆. 我国的虫草资源及其开发利用现状与展望[J]. 自然资源，1994，16（5）：49-53.

[8]杨大荣，龙勇诚，沈发荣，等. 云南虫草蝠蛾生态学的研究——Ⅰ. 区域分布和生态地理分布[J]. 动物学研究，1987，8（1）：1-11.

[9]陈仕江，尹定华，李黎，等. 西藏那曲地区冬虫夏草资源及分布[J]. 中药材，2000，23（11）：673-675.

通道县森林土壤理化特性调查 篇5

通道县地处湖南省西南边陲,湘、桂、黔三省(区)交界之处。境内气候温和,冬无严寒,夏无酷暑,降雨充沛,年蒸发量小于年均降水量,林中空气湿度高,土壤自然含水量高。区内主要为砂质页岩、页岩、沙砾岩发育的母质,地带性土壤为红壤、山地黄壤、山地黄棕壤,海拔为206~1077m。保护区内保留着成片的常绿阔叶林,其区系地理成分复杂、起源古老,物种荟萃,群峰耸立,沟谷纵横,水系发达,林木繁茂。这种山、水、石、林兼备的优美生态环境,充满了大自然原始、幽野的神韵。为了保护这块神圣土地,让人们了解自然、认识自然,开展了森林土壤资源特征调查与研究。

2 研究方法

对通道县的森林土壤调查与研究中,采取野外挖掘土壤剖面观察、记载测定和室内理化分析相结合的方法。室内分析采用的是国家标准方法[1,2]。土壤水分物理性质采用环刀法,土壤团粒结构采用机械筛分法,常规方法测定土壤含水量、有机质、全氮、全磷、速效磷、速效钾、pH值(H2O),机械组成用比重计法进行测量。

3 调查结果与分析

3.1 土壤剖面形态的观察与描述

土壤剖面形态,是诸成土因素共同作用下形成的内在性质和外在形态的综合表现,是成土过程的客观记录。土壤剖面是指由上向下包括不同发育层次的垂直切面。它的界线,是以空气或浅层水为上界,以坚硬的母岩或不再有生物活动的土状物质为下界。土壤剖面是在成土因素不断影响下而逐渐产生层次分化所表现出来的一种纵向变化现象,是在土体同外界物质发生相互交换而促使内部物质迁出、归回,分解合成和依变创新而产生的层次变异。土壤是成土因素的函数,也是自然环境的一面镜子,它将各种自然环境因素在土壤剖面上反映出来,这样就能从土壤剖面形态来推断成土环境。保护区土壤主要形态是:枯枝落叶层(A0)较厚2~6cm,在坡度大而陡的环境条件下,这种粗腐殖质层厚度的分布应视为良好。有的土层A1层与A层上下土层界面之间没有明显过渡。A层(淋溶层)平均厚20.5cm,表层颜色从高海拔往低海拔的顺序为黑色(5Y2/1)、暗灰棕(5YR/2)、暗棕(5Y2/1),但在常绿阔叶、落叶林典型群落内,特别是沟谷森林条件下的土壤剖面上反映颜色与海拔高度异同。如低海拔样地,表层为黑色,其原因是沟谷边或冲积土湿度大粗腐殖质难以分解,腐殖质化程度较高,使土壤表层出现黑色。B层(淀积层)为暗灰棕(5YR4/2)、淡棕(7.5.YR5/6)、淡黄棕(10YR7/6)、黄棕(10YR7/8)、为红黄色(7SYR6/8)。土壤结构好,一般剖面以A层为粒状、核状,B层为碎块状,C层为碎块状出现。土壤质地为重壤土、轻粘土。

3.2 土壤发育层次分化特征

土壤层次,是指层次界线性质、层次厚度以及层次与层次之间或亚层与亚层之间的反差程度。在调查的21个剖面保护区土壤的发生层不论是海拔为350m低点,还是海拔1350m高点,中部为发育较完善的A0—A—B—C—D土体构型或A0—A1A—B—C—D土体构型,说明该区的成土环境是良好的,在该保护区基本没出现A1层、A层,而是A1A层交织一起,A1层、A层上下腐殖质层之间无明显的过渡,形成A0—A1A—B—C—D土体构型。这里的土体构型,与沟谷森林地貌景观有关,与降雨量和蒸发量消长有关。降雨量决定其干湿状况。以湿润系数(K)为指标,境内的干湿消长状况是降雨>蒸发,湿润系数(K1.84)>1.5,干湿程度为过湿。说明,森林的土壤过湿,有机残体进入土壤以后,在以土壤生物为主的作用下,把复杂的有机物转变为简单的化合物,最后变成无机物—矿质化过程减弱。

发生层粘粒含量及比率。根据机械组成分析结果计算A层、B层与C层的粘粒比率,可以确定土壤粘化作用的强弱[3]。土壤机械组成分析表明(表1、表2、表3)土壤质地尚好,为重壤土、轻粘土。沙粒(>0.05mm)占5.44%~32.64%,沙粒含量的多少与不同母质、坡度上发育的土壤有关。粉沙粒(0.001~0.05mm)占45%以上,而粘粒含量在30%以下,<0.001mm粘粒含量表层都低于心土层,且其心土层与表土层黏粒含量的比值都略>1,为1.01~1.10,说明境内在植物繁茂的条件下森林土壤环境较好,土壤侵蚀强度弱。

3.3 森林土壤类型

境内的地貌特征是山地夹丘陵谷地,以中低山为主,海拔206~1607.7m。由于纬度偏低,地势变化大,人类干扰小,加上气候温和,雨量充沛,适于亚热带动植物的生长和繁殖,植被覆盖率大。在特殊的沟谷地貌和生物气候条件下,有利于土壤的脱硅富铝化作用和生物富集过程,决定着该区的土壤类型为红壤、山地黄壤、山地黄棕壤。

3.3.1 红壤

红壤分布在海拔300~800m。根据中国森林土壤1984年分类的标准,红壤几种不同的亚类有红壤、黄红壤、棕红壤等,由此将黄红壤亚类归在红壤土类。保护区海拔300~550m为红壤,550~800m的山地土壤为红壤与黄壤的过渡带即黄红壤。黄红壤分布地区水湿条件和红壤基本类同,但热量条件较红壤差,同典型红壤的区别是以黄红色为主,即氧化铁水化为褐铁矿和针铁矿而呈现黄红色基调。这类土壤一般分布在中低山丘陵及山麓地区,坡度一般为25°~35°,粘粒(<0.001mm)含量一般在20%~26%。在天然次生林下土壤特征表现为土壤剖面厚度达65cm以上,枯枝落叶层2~6cm,层次发育良好,有明显的A—B—C—D层,土壤颜色表层暗棕、栗色,心土层为淡红黄色、黄棕色、黄红色。质地为重壤土、轻粘土。土壤结构,表土层为粒状,心土层为核状或碎块状。湿度表土和心土无明显区别,常以润在各剖面中出现。pH值4.5~5.5,在土体中为强酸性。植物根系不太发达,植被为破坏程度较轻的针阔混交林和落叶阔叶林,土壤各类理化性质见表4。

3.3.2 山地黄壤

山地黄壤分布在海拔800~1100m常绿阔叶林或常绿、落叶阔叶混交林及针阔混交林中,主要树种有拟赤杨、楠木、枫香、杜英、檵木、栲、湖南山核桃、杉木、马尾松等。母质类型为页岩、板岩、沙砾岩发育。地貌类型以群山接岭的中低山为主。气候特点是冬无严寒,夏无酷暑,空气湿度高,土壤形成发育除一般富铝化过程外,还进行着明显的黄化作用。土壤剖面常有A0—A1A—B—C—D构型,A0层3~6cm,土壤表层为粒状结构,土体厚度一般在70~100cm,土壤颜色与腐殖质聚合、分解紧密相关,肥力高的土壤颜色就深,也就是说腐殖质含量就高。表层颜色深浅顺序依次为黑色(5Y2/1)、暗灰棕(SYR4/2)、暗棕(7.5YR3/4),心土层为暗灰棕(5YR4/2)、淡棕(7.5YR5/6)、黄棕色(10YR5/8)。土壤结构、松紧度一般在层次上分异明显。A层为粒状结构,B层为核状结构,C层为碎块状结构;松紧度A层为散,B层为紧,C层为紧;质地为重壤土、轻粘土。其他理化性质见表5。

3.3.3 山地黄棕壤

山地黄棕壤是亚热带土壤垂直带谱的基本组成之一。保护区的山地黄棕壤主要分布在海拔1100m以上的山地。山地黄棕壤的气候是以雨量多,湿度大、气压低、云雾环绕、无霜期短为特征。山地黄棕壤分布的海拔较高,坡度植被组成以常绿革叶灌丛为主,主要树种有鹿角杜鹃、南岭杜鹃、马尾松、山柳等。土壤紧,质地重壤土,pH值5.0;23~45cm,暗黄棕色(10YR5/4),碎块状结构,中量根系,土壤紧,质地重壤土,润,pH值5.2;45~61cm,淡黄棕色(10YR7/6),碎块状结构,中根系,土壤紧,质地重壤土,润,pH值5.5,其理化性质见表6。

3.4 典型植物群落森林土壤养分特征

3.4.1 典型群落森林土壤养分差异大

从表7可见:(1)21个典型样地中森林土壤有机质平均值为61.83g/kg,标准差为15.92g/kg,是平均数的25.11%,变幅范围30.86~84.48g/kg,差值达53.62g/kg,最高含量为最小含量2.74倍。(2)21个典型样地森林土壤全氮平均为2.87g/kg,标准差为0.73g/kg,是平均数的24.74%,变幅范围1.54~3.80g/kg,差值达2.26g/kg,最高含量是最低含量2.47倍。(3)21个典型样地森林土壤全磷平均为0.44g/kg,标准差0.24g/kg,是平均数的52.27%。变幅范围0.17~0.91g/kg,差值达0.74,最高含量为最低含量5.35倍。(4)21个典型样地森林土壤速效磷平均为7.17mg/kg,标准差4.78mg/kg,是平均数的64.99%。变幅范围1.92~18.19mg/kg,差值达16.27mg/kg,最高含量为最低含量9.47倍。(5)21个典型样地森林土壤速效钾平均为118.73 mg/kg,标准差为48.86mg/kg,是平均数的41.15%,变幅范围76.44~218.2mg/kg,差值达141.76mg/kg,最高含量为最小的3.64倍。由于土壤生态环境的变化,造就了植物多样性良性循环的大环境。

3.4.2 典型森林群落对土壤有机质含量的影响

根据通道县土壤垂直地带性和植物群落具有代表性的种类,选择了21个剖面层次分化较为典型的森林林地,参照有关文献[5],选取与肥力特征有关的特征指标。土壤有机质是土壤养分最重要的指标之一,它是土壤中各营养元素特别是氮、磷的重要来源,以林地土壤有机质含量为化学指标作为评判肥力较为合理。从表10中看出,在21个群落中有机质大于75g/kg的有6个群落为I类型,有机质在50~75g/kg的有10个群落为Ⅱ类型,有机质低于50g/kg有5个群落为Ⅲ类型。在成土环境基本相同的条件下,坡面位置和植物种类及生长势有关。从坡面位置看,I类型中有针叶林的马尾松群落分布在脊背上,岩竹分布在龙底岩790m的夷平面上,这两种地段的土壤侵蚀微弱,比较陡坡面上的土壤年龄较长,肥力要高;1个为坡脚的杉木群落,土层较厚78.0cm,分别比平均土层73.8cm高6.2cm,土壤坡积物多,冲积肥力高。另外5个由喙核桃—豌蕨、润楠+杜英+青榨槭、榉木+南酸枣—杜茎山、拟赤杨+罗浮栲—尖叶伦、光叶白兰组成的落叶阔叶林、常绿阔叶林群落组成,前4个为落叶阔叶林,后1个为常绿阔叶林。根据“九五”期间的研究结果[6],土壤有机质:落叶阔叶林>常绿阔叶林>针叶林,分别为63.95g/kg、45.35g/kg、32.58g/kg,前者分别为后者的41.01%、96.29%,而光叶白兰常绿阔叶林群落,在调查中属于异常的情况,高出其他几个常绿阔叶林群落的有机质含量,其原因为本样地林木粗壮,林龄偏大,土壤粗腐殖质厚为5cm,在森林土壤中粗腐殖质是每年增补有机质的主要方式。森林每年从土壤中吸收的物质只有30%~40%用来生长木材,而60%~70%以落叶枯枝的形式归还给土壤,经李昌华[7]测定,几种主要森林类型归还给土壤的凋落物,最多的是常绿阔里弄林(苦槠、木荷)每年的归还量有9.5lt/hm2。Ⅱ类型001、008、009、010、011、013、016、017、018、021有5个为常绿阔叶林群落,有2个为常绿落叶阔叶混交林,有一个为坡度大的落叶阔叶林群落。Ⅲ类型5个群落中,有003、004、007为低海拔的红壤亚类,005为黄红壤亚类,这一类型不但处于人为活动较大低山区,而由于生物气候差异引起土壤腐殖质积累偏低。

4 结论与建议

4.1 通道县森林土壤物理性能好,有机质含量高

从物理学的观点来看,土壤是一个极其复杂的,三相物质的分散系,它的固体基质包括大小、形状和排列不同的土粒。这些土粒的相互排列和组织,决定着土壤结构与孔隙的特征,水和空气在孔隙中保存和传导。境内土壤质地为重壤土、轻黏土,沙、黏比例适中。由于境内特有气候和地形形成的天然次生林,因此,森林土壤有机质平均达61.83g/kg。新鲜腐殖质是土壤团聚体的主要胶结剂,在钙离子的作用下,能形成水稳性团粒结构。结构良好的土壤,具有多孔性,不仅有利于排水,也有利于保水。

4.2 土壤资源是人类赖以生存的基本物质基础

在这块肥沃的土地上,经过漫长的地质年代,才逐渐由砂质页岩、板页岩、硅质岩类风化成母质,数千年后才形成土壤。建议加强森林保护,合理开发和利用,实施退耕还林,增加森林质量,增加林下土壤枯枝落叶层,涵养水源等特殊功能,对土壤进化起着积极的作用。

参考文献

[1]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,1976.

[2]中国科学院.森林土壤分析方法[S].北京:国家标准局,1998.

[3]朱先贵.土壤调查与制图[M].北京:中国农业出版社,1998.

[4]陈绍栓.杉木细柄阿丁枫混交林涵养水源功能和土壤肥力的研究[J].生态学报,2001.

[5]丘风琼,丁庆堂.不同肥力水平的黑土中有机质碳、氮、磷的形成及其分配与供肥强度关系[M].沈阳:辽宁科学技术出版社,1983.

[6]吴建平,袁正科.湖南天然林生物因子与土壤养分物理特性的关系[J].湖南林业科技,2001.

土壤理化环境 篇6

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。

土壤理化环境 篇7

1 材料与方法

1.1 材料

试验于2013年9-11月在华南农业大学园艺学院试验 基地内进 行。供试菜 心品种为 油绿501。供试土壤含镉量为1.8mg·kg-1,基本理化性状为pH5.6、全氮含量为2.55g·kg-1、全磷含量为1.3g·kg-1、全钾含量为13.3g·kg-1、有机质含量为81.8g·kg-1、碱解氮含量为218.4mg·kg-1、有效磷含量为59.4mg·kg-1、速效钾110.4mg·kg-1、EC0.52mS·cm-1。

试验所用改良剂为TM Agricultural(由深圳柏施泰环境科技有限公司提供,中文名田美乐,文中简称为TM)

1.2 方法

1.2.1试验设计试验设CK(对照)和T1两个处理。T1处理在装盆前对镉污染土壤用TM200倍液喷施,直至土壤呈湿润状态,对照喷施等量的水,均放置7d。

7d后,装盆,每盆装土量为3kg,选取生长一致的健壮菜心幼苗移至花盆(14cm×19cm×20cm)中,每盆3株,每个处理11盆。在移苗10d后开始第一次喷施,7d后第2次喷施TM, 采用叶面喷施,以叶面充分淋湿为准,所用浓度为200倍液,对照喷等量的清水。于第2次喷施7d后采样。

1.2.2测定项目与方法单株鲜重用天平称量; 在105℃下杀青15min,80℃烘干至恒重,用万分之一分析天平称取干重。植株硝酸盐、VC含量采用李合生[11]等的方法测定;植株干样全Cd含量采用HNO3+HClO4消煮,待测液镉含量用火焰原子吸收分光光度法测定,土壤全镉含量采用原子吸收法测定;土壤全氮、全钾、全磷、碱解氮、有效磷、速效钾和有机质含量采用文献[12]的方法测定;pH采用pH计测定。

1.2.3数据分析试验所得数据结果采用Sigma Plot 11.0软件进行统计分析,作图采用Microsoft Excel 2003软件。

2 结果与分析

2.1 TM对镉污染土壤中菜心生长的影响

由图1可知,在镉污染条件下,CK处理的单株鲜重和干重分别为43.06和2.48g,T1处理的单株鲜重和干重分别为59.26和2.55g。T1处理的菜心单株鲜重比CK显著提高27.33%,而单株干重之间差异不显著。

2.2 TM对镉污染土壤中菜心叶片硝酸盐和 VC 含量的影响

由图2可知,菜心叶片中硝酸盐含量T1处理(249.43μg·g-1)比CK(480.41μg·g-1)中硝酸盐含量降低了48.08%,差异显著;菜心叶片中VC含量T1 (11.82mg·g-1)与CK(8.96mg·g-1) 相比显著提高了31.92%。结果表明,添加外源TM对于提高 镉污染土 壤中菜心 品质有促 进作用。

2.3 TM对镉污染菜心地上部、根部和土壤全镉 含量的影响

由表1可知,与CK相比,T1处理显著降低菜心地上部全镉含量,降低了9.57%;T1处理的根部全镉含量显著高于CK,提高了10.11%;镉主要积累在菜心的根部。土壤中全镉含量降低了0.65%,但在CK和T1之间没有显著性差异。

2.4 TM对镉污染土壤全氮、全磷和全钾含量的 影响

由表2可知,与CK相比,T1处理土壤中全氮含量,增加了3.95%;全磷含量则显著降低,降低了11.59%;全钾含量降低了4.53%,但在CK和T1之间没有显著性差异。

2.5 TM对镉污染土壤碱解氮、有效磷、速效钾 和有机质含量及pH的影响

由表3可知,添加TM显著提高 了土壤的pH;与CK相比,T1处理的碱解氮含量显著降低了5.35%,但TM对土壤中有机质含量、有效磷和速效钾含量的影响并不显著。

3 结论与讨论

蔬菜受到重金属污染,不仅表现出外在的危害症状,而且还会进一步影响到蔬菜的产量和品质, 如硝酸盐和VC含量的高低[13]。本试验结果表明, 与对照相比,在镉污染土壤中添加和叶面喷施TM相结合,能显著增加菜心鲜重,而且显著降低菜心叶片中硝酸盐含量,并可显著提高VC含量。说明TM的施用使得菜心生长状况得到改善,生物量增加,同时蔬菜品质也得到显著改善。

使用改良剂被认为是降低植物吸收重金属的有效途径之一[14,15]。本试验中,在镉污染土壤中添加和叶面喷施TM后,显著抑制了菜心地上部对镉的吸收,菜心地上部镉含量降低了9.57%, 于此相反,菜心根中 镉含量则 显著增加 了10.11%。一般认为提高土壤pH,可以降低土壤重金属溶解度,减低重金属的交换态和水溶态,从而降低其有效性[16]。本试验中,施用TM后,土壤中镉含量降低,土壤的pH升高。说明TM可能是通过影响土壤的pH而改变了土壤中镉的形态,使土壤中镉的有效性下降。本试验中镉主要积累在菜心根部,而转移到地上部镉的含量则相对较少,这与前人在小麦[17]和向日葵[18]上的研究结果类似。因此,蔬菜实际生产过程中,可采用TM来降低镉污染土壤中菜心地上部镉的积累。

在重金属污染土壤中,重金属与养分元素之间产生拮抗作用,抑制作物对养分的吸收,土壤中重金属浓度越高,其有效养分含量就越低[19]。土壤酸碱性也是影响土壤养分有效性的重要因素之一。土壤中某些养分的有效性会随pH发生变化,大多数养分在土壤pH6.5~7.0时有效性最高或接近最高[20]。本试验表明,与对照相比,施用TM后,土壤pH、全氮、有效磷、速效钾和有机质含量提高。其原因可能是TM处理后使镉污染土壤中pH提高,改变了土壤中镉的形态,使得土壤镉有效性下降,重金属与养分元素之间的拮抗作用降低,导致土壤某些养分的有效性提高,从而达到了改善植物的生长状况的目的。

综上得出,施用TM对镉污染土壤中菜心的增产效果较为明显,并对改善品质和降低菜心地上部镉积累具有促进作用,TM处理可提高镉污染土壤pH,同时增强土壤中某些养分的有效性, 改善镉污染土壤中菜心的生长状况。

摘要：为提高蔬菜品质,控制蔬菜镉污染,以菜心为试验材料,采用盆栽方法,研究了TM对镉污染土壤中菜心生长、品质及对土壤理化性质的影响。结果表明:施用TM后镉污染土壤中菜心鲜重与CK相比显著提高了27.33%,地上部镉含量降低了9.57%,硝酸盐含量显著降低了48.08%,VC含量显著增加31.92%;TM处理后土壤全镉含量与CK相比降低了0.65%,土壤pH、全氮含量显著增加,全磷和碱解氮含量显著降低,全钾、有效磷和速效钾含量没有显著变化。

土壤理化环境 篇8

通常由于城市污染较为明显, 人们对城市土壤的研究多集中在污染物的来源以及污染物在土壤中的迁移、降解和生物效应等方面, 而事实上, 包括土壤污染在内的绝大多数环境行为对土壤的影响都与土壤的理化性质是密切相关的。有关城市土壤理化性质及其影响因素的研究一直较为薄弱, 直到近些年才得到人们的广泛关注。本文以徐州市城区土壤为例, 通过野外调查、采样分析和资料收集, 运用统计分析法对各指标及其影响因素进行研究, 旨在为当地城区生态环境的治理及其土壤改良和城市绿化提供科学的参考依据。

1 材料和方法

1. 1 研究区概况

江苏省徐州市地处苏、鲁、豫、皖四省交界处, 是我国重要交通枢纽, 也是全国重要的煤炭产地, 华东地区的电力基地和苏北老工业基地, 现代化工业和农业的迅猛发展使得该地区的生态环境已经受到了人为活动的强烈干扰。根据多年气象资料得知, 徐州属于暖温带半湿润气候区, 气候温和, 四季分明, 冬寒干燥, 夏热多雨, 春秋季短。城区年均气温14. 8 ℃ , 年日照数2 284 ~ 2 495 h, 日照率52% ~ 57% , 年平均降水量846. 6 mm, 其中7 ~ 9 月份为主汛期, 占全年降雨量的67. 7% , 平均年实际蒸发量1 018. 6 mm, 相对湿度69% , 常年主导风向东南, 约占16 个方位的1 /3, 最大风速达17 m/s。

1. 2 样品采集与分析

选取徐州市主城区 ( 包含泉山区、鼓楼区和云龙区) 为研究对象, 在研究区内选择有代表性的土壤, 采样点分布情况如图1, 依据1 km × 1 km格网法, 每个格网布点6 ~ 8 个, 研究区内共采集172 个土样, 在样品采集的同时利用GPS定位, 采集表层 ( 0 ~ 10 cm) 土样, 为减少单个取样的随机性, 每个采样点的土壤样品均由多点采集混合而成。采样期间天气晴好 ( 2010 年9 月25 日- 10 月5 日) , 并且在采样前的两周内也几乎无雨。样品采集后, 迅速放入塑料袋内密封带回。在实验室内除去样品中的石块和残根等杂物, 置于40 ℃ 下烘干后, 用玛瑙研钵将样品捣碎 ( 以不破坏样品的天然颗粒为准) , 并过2 mm尼龙筛。

1. 3 土壤养分的测定与分析方法

土壤理化性状分析项目及方法为: 土壤p H值测定采用酸度计法, 土壤有机质的测定采用重铬酸钾氧化- 硫酸亚铁还原滴定法, 全氮测定采用凯氏定氮法, 全磷测定采用硫酸- 高氯酸- 钼锑抗比色法, 全钾测定采用氢氧化钠熔融- 比色法, 碱解氮测定采用碱解- 扩散法, 速效磷测定采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法, 速效钾测定采用乙酸铵提取- 原子吸收分光光度计法。每个样品重复3 次, 测定结果取3 次重复的平均值。采用SPSS 13. 0 统计软件分别对各条目作描述性统计计算。

2 结果与分析

2. 1 徐州城区土壤的理化性质概况

城市土壤是经过人类活动的长期干扰或直接 “组装”, 并在城市特殊的环境背景下发育起来的土壤, 它与自然土壤和农业土壤相比, 既继承了原有自然土壤的某些特征, 又有其独特的成土环境与成土过程[4], 因此表现出特殊的理化性质、养分循环过程以及土壤生物学特征。现将城区土壤样品的p H值、有机质、全量养分及有效养分的分析结果作统计性描述列于表1, 为便于比较, 将该地区自然褐土的平均养分状况及化学性质列于表2[5]。

2. 2 徐州城区土壤的p H值分析

土壤酸碱性通常用p H值表示, 它能直接影响土壤中养分的存在状态、转化和有效性[6]。我国土壤的酸碱度通常分为5 级: 强酸性 ( p H < 5. 0) 、酸性 ( p H 5. 0 ~ 6. 5) 、中性 ( p H 6. 5 ~7. 5) 、碱性 ( p H 7. 5 ~ 8. 5) 、强碱性 ( p H > 8. 5) 。由表1 所示, 徐州市城区土壤的p H在6. 47 ~ 8. 48 范围内, 酸碱度主要分布在中性和碱性两级, 占总数的99. 4% 。平均p H值为7. 62, 表明土壤的酸碱度在总体上呈碱性, 但与该地区自然褐土的平均p H值 ( 7. 9) 相比, 下降约0. 3, 说明徐州城区存在着潜在的土壤酸化现象。究其原因, 很可能是受到城市燃煤、交通排放等空气污染物随降雨进入土壤所致[7]。

2. 3 徐州城区土壤有机质含量分析

土壤有机质是土壤中各种营养元素特别是氮的重要来源。一般来说, 土壤有机质含量的多少, 是土壤肥力高低的一个重要指标[8]。表中看出, 徐州城区土壤有机质含量变动在3. 3 ~16. 6 g / kg, 平均含量为8. 9 g / kg, 表明总体上有机质含量偏低, 相对于该地区的自然褐土 ( 平均10. 9 g/kg) , 平均值下降约2. 0 g/kg, 并且在所采集的土壤中, 有机质含量存在较大差异, 其变异系数达79. 21% , 含量偏低差异较大主要是由于人为因素的作用[9]。城市土壤常常经过客土、换土、翻土等强烈的人为扰动, 土质中砂石成分较多。

2. 4 徐州城区土壤氮磷钾含量分析

氮、磷、钾三种元素是构成植物机体的重要成分, 是植物生长的主要养分元素, 也是土壤中最易缺乏的元素。土壤全量氮磷钾含量状况反映了土壤对植物提供养分的潜在能力, 它们和土壤有机质以及其动态平衡共同构成了土壤肥力的重要指标[10]。表1 所示, 徐州城区土壤的全氮含量为0. 43 ~1. 21 g/kg, 平均值为0. 81 g/kg, 相对于自然褐土 ( 平均0. 88 g/kg) , 全氮含量下降7. 95% , 变异系数 ( 17. 28% ) 显示各样点含量基本无太大差异, 因此全氮含量下降现象较为普遍。这主要是由于城市的住宅区、建筑区和商业区较多, 全面缺少肥料的输入所致[4], 在进行绿化时要注重氮肥的施入。全磷含量0. 21 ~0. 95 g / kg, 平均值0. 64 g / kg, 变异系数为20. 31% , 也低于自然褐土的全磷含量 ( 平均0. 85 g/kg) , 含量变动也相对较小。然而, 样本中有30% 的样点全磷含量在0. 71 g/kg ( 自然褐土的最低含量) 以下, 这可能是由于土壤中碳酸盐的影响[11]并且也受到不同阶段的客土、翻土等因素的影响所致。土壤中全钾含量在4. 82 ~ 24. 50 g/kg范围内, 平均值14. 97 g/kg, 这与自然褐土的平均全钾含量相差较大, 也表明土壤中钾的缺乏相对严重, 而且钾含量的分布差异也较大, 变异系数达63. 39% , 据调查, 钾肥的施用不及氮肥和磷肥那样普遍, 这可能与人们对不同化学肥料的意识差异有关。

土壤全量氮磷钾含量状况是个相对值, 反映出土壤提供养分的潜在能力, 然而土壤中碱解氮、速效磷和速效钾的含量则是评价土壤肥力、推荐化肥施用量的基础, 进而成为直接决定作物生长的重要因素。与全量成分相比, 有效成分含量的变异系数普遍较大。碱解氮的含量范围为31. 5 ~ 77. 1 mg/kg, 平均值62. 9 mg/kg, 变异系数为49. 79% , 虽然此含量相对于自然褐土 ( 平均含量64. 8 mg/kg) 有所偏低, 但其缺乏并不严重。然而速效磷和速效钾的平均含量分别为3. 1 mg/kg和109. 6 mg/kg, 占总量成分的比例均较高, 尽管从速效成分来看, 土壤磷和钾的缺乏也不算严重, 但由于全量成分的不足, 对于城市绿化而言, 如果磷和钾元素不能够在短期内得到适当的增加, 必将会造成植物养分需求的不足。此外, 速效磷和速效钾的变异也比较大, 速效磷的变异系数达到126. 13% , 是变异性最大的成分, 约有70% 样品的速效磷含量在自然褐土的变化范围 ( 2. 2 ~4. 1 mg / kg) 之外。这很可能也是受到一些人为因素的作用, 如城市不同地点建筑垃圾和生活垃圾堆放的影响[6]。速效钾的变异系数 ( 90. 67% ) 也较大, 可能与不同作物对钾的富集能力存在差异有关[12], 城区人为活动方式和强度的不确定性也可能是造成钾含量变异性大的原因[13]。

3 结论

徐州市城区土壤p H主要分布在中性和碱性两极, 平均值较自然褐土下降约0. 3, 土壤总体上有酸化的趋势。土壤有机质、全量氮磷钾及其有效成分的平均含量均偏低, 由于人为作用的方式、强度的不同, 土壤有机质和氮磷钾等养分也表现出较大的差异性。

摘要：采用野外调查与室内分析相结合的方法, 对徐州市城区表层土壤 (0～10 cm) 的理化性质进行研究。结果表明, 城区土壤有酸化的趋势;土壤有机质及全量氮磷钾含量均低于该地区自然褐土;受人为作用方式与强度不同的影响, 土壤有效氮磷钾含量表现出较大的差异性。

土壤理化环境 篇9

关键词：煤矿塌陷区；表层土壤；理化性质；时空演变

中图分类号： S151.9文献标志码： A文章编号：1002-1302（2014）10-0320-03

收稿日期：2014-01-07

基金项目：国家自然科学基金（编号：51274013、41372369）；安徽省科技项目（编号：20120003）；安徽理工大学引进人才基金、中青年学术骨干基金。

作者简介：檀海洋（1990—），男，安徽安庆人，硕士研究生，从事矿区生态环境修复与土地复垦研究。E-mail：thy616143572@126.com。

通信作者：陈孝杨，博士，副教授，主要从事矿区土壤质量与生态环境修复研究。Tel：（0554）6668430；E-mail：chenxy@aust.edu.cn。煤矿井开采过程中，由于采空区应力变化波及地表，造成地表地形地貌改观，其直接危害是形成地表土壤结构破坏及表土承载体的破坏变形[1]。为了使重点区域或重点建筑物受采煤活动影响在可控范围内，充填开采方式应运而生[2]。煤矿充填开采是用充填泵或自溜通过管道输送到井下，部分或全部充填采空区，形成以煤矸石充填物为主体的工作面顶板覆岩支撑体系的开采办法。通过充填开采控制地表沉陷在建筑物允许范围内，实现村庄不搬迁，安全开采建筑物下压煤，保护矿区生态环境。煤矿非充填开采引起的塌陷对地表土地破坏是巨大的，不仅破坏已有的植被体系，迫使原有土地利用方式的改变[3-4]，而且改变了土壤理化性质，往往需要对其进行重新测定和评估，确定对植被体系和农作物的支持效果[5]。如对塌陷区土壤含水量空间分布特征的研究发现，由于地形地貌的变化，越靠近塌陷区中央，土壤含水量越高[6-8]。塌陷坡地上还易形成土壤侵蚀和氮磷流失等现象，致使塌陷区表土肥力存在空间变异加大的趋势[9-10]。此外，地下水位较高时，塌陷区容易积水形成人工湿地。因此，针对非充填开采形成的塌陷区，必须要改变原有的土地利用方式，或者应用特定的土地复垦措施，逐步恢复土壤功能[11-14]。而采用充填开采，工作面最大下沉系数减小，塌陷坡地变缓，对土壤结构等理化性质影响降低[2]。本研究以安徽省五沟煤矿某工作面塌陷区为对象，分析地表土壤理化性质的空间分布和时间演变特征，为煤矿开采区地表环境损害评价提供依据。1研究区域概况

五沟煤矿位于安徽省濉溪县境内，其中心距宿州市 35 km，距淮北市约50 km；地理坐标为116°36′07″～116°39′58″E，33°30′05″～33°33′36″N。位于淮北平原中部，区内地势平坦，地面标高+26.37～+27.67 m。矿区内人工沟渠交错纵横，浍河流经矿井北部，属淮河水系，为中型季节性河流。区域气候属季风暖湿带半湿润气候，春秋温和，雨量少，夏季炎热多雨，冬季寒冷多风。春秋季多东北风，夏季多东至东南风，冬季多北至西北风，平均风速为22 m/s，最大风速可达18 m/s。年平均降水量为834 mm，雨量多集中在7—8月，全年蒸发量1 400 mm，全年无霜期 208～220 d，冰冻期一般在12月上旬至次年2月中旬。研究区域土壤主要为砂姜黑土，其是晚更新世（Q3）以来，在古地理环境条件下，发育在第四纪河湖相沉积物上的半水成土。在充填开采塌陷区域开挖70 cm深的土壤剖面，可清晰地分为3层，即耕作层、黑土层、硬砂姜层。耕作层（Ap）厚度约20 cm（0～20 cm），质地为黏土，由黑土层分化而成，由于连年耕作，施肥和压砂，容重变小，颜色变浅，呈暗灰棕色，以毛管孔隙为主，且多呈连通状态。犁底层厚度约 6 cm。黑土层（ABt）厚度约20 cm（20～40 cm），质地为黏土。硬砂姜层（Bkg）位于剖面深度40 cm以下，质地为壤黏土，土体颜色湿态，呈黄棕色。剖面氧化还原现象（脱潜育化）明显，锈斑湿态呈亮棕色，砂姜大小形态不一，有软硬铁锰结核，土体石灰反应强弱不一。土壤剖面中淋溶现象明显，与黑土层连接处可见若干楔入边缘。

2试验与方法

2.1布点与采样

于某充填开采工作面地表塌陷区、塌陷区外和相邻非充填开采塌陷区坡地分别采样。充填开采地表塌陷区设定2个采样断面，第一个采样断面（L）从切眼点开始并沿工作面推进方向，第二个采样断面（W）距切眼点内侧约100 m并沿横截工作面方向。在工作面基本稳沉区域的地表塌陷坡地处，非充填开采区采样断面（F）1个。每采样断面分别在近坡顶、坡面中上断、坡面中下断、近坡脚处共设4个采样点 （图1）。距离塌陷区边缘约50 m，塌陷区外采样断面D（即F4断面）1个，D断面布设3个采样点，采样时，采集每一个采样点表层0～20 cm土壤（耕作层），在W和F采样断面的近坡顶处开挖土壤剖面，分层采集样品。样品带回实验室测定土壤理化性质和养分含量。分别于2012年5月、2012年8月、2012年11月、2013年3月和2013年7月分别采样，共采集样品5次。

2.2分析方法

分析每个样品土壤的颗粒组成、含水量、容重等物理指标，以及pH值、总可溶性盐、有机质、铵态氮、速效钾、有效磷等化学和养分指标。土壤的颗粒分析采用比重计法，含水量和容重应用环刀采样，实验室烘箱105 ℃烘8 h称重计算。pH值测定应用酸碱度计（土水比1 ∶2.5），总可溶性盐分析应用重量法，有机质测定采用盐重铬酸钾氧化稀释热法-容量法（NY/T 1121.6—2006），铵态氮分析应用半微量凯氏法-容量法（NY/T 53—1987），速效钾分析采用乙酸铵提取-火焰光度法（NY/T 889—2004），有效磷分析应用碳酸氢钠浸提-离子色谱法（NY/T 148—1990）。

3结果与分析

3.1土壤物理性质的时空演变

通过连续采样监测分析，获得了研究区土壤的黏粒含量、含水量和容重的数据（表1）。由表中可以看出，土壤中黏粒含量较高，在35%～45%之间。随着时间的变化，塌陷坡地不同位置表层土壤样品的黏粒含量没有显著区别，水土流失现象不明显，土壤黏粒含量对塌陷坡地水土流失响应不敏感。而含水量的变化较明显，越接近塌陷区中央的采样点，土壤含水量越高，5次监测数据分布特征表现一致。而且2012年8月至2013年3月的含水量监测数据（3次测定的平均值分别为44.5%、46.7%、41.0%）显著高于2012年5月和2013年7月的数据（平均值分别为30.6%、22.4%），与区域降雨量的分布特征相一致，说明表层土壤含水量的分布受气象条件影响较明显。表土容重的时空分布无明显规律性，但总体来看，稳沉期土壤容重有小幅增加。

3.2土壤可溶性盐的含量变化

研究区土壤总可溶性盐分含量不高，最大值为 932 mg/kg。空间分布上，自塌陷坡地坡底至坡顶，总可溶性盐的含量逐渐降低，L断面（图2-a）和F断面（图2-b）2个断面的特征一致。但沿工作面方向（L断面）分布特征表现的更明显。说明充填开采地表塌陷坡地动态形成过程中，表土盐分流失现象是存在的。表1表土黏粒含量、含水量和容重时空变化

样品

括土壤剖面各层）铵态氮含量都有升高趋势。速效钾含量自塌陷坡顶至坡底逐渐升高， 在土壤剖面上自表层土壤至深部土壤逐渐降低，而时间维度上并无明显增减趋势。有效磷的含量类似特征不明显，其迁移性因本底含量较低而无法凸显。

4讨论

4.1含水量的时空变化及其影响因素

从时间维度来看，无论充填开采还是非充填开采地表塌陷区，8月份含水量上升，可能与这一时期降雨较多有关，4个采样断面表层土壤含水量均值有相似的变化特征，说明表层土壤含水量受气象因素影响明显。未塌陷区域土壤含水量始终低于塌陷区域，这可能是由于煤矿开采地表塌陷，潜水位抬升，再加上研究区本来就属于高潜水位区域，表层土壤受地下潜水的补给而增加表层土壤含水量。其中非充填开采地表塌陷区（D断面）因坡度增加，土壤含水量在不同季节变化加剧。

塌陷区表层土壤含水量在塌陷坡地上表现出自坡顶至积水区边缘逐渐增加的趋势，这与麦霞梅等的研究结论[7]一致。在煤矿充填开采中，地表塌陷深度浅，在塌陷区中央常年积水的可能性较小，但仍存在季节性积水现象，因此L和W断面土壤含水量以塌陷盆地中央为中心，向外呈同心椭圆递减。此分布特征与非充填开采区F断面水分含量分布特征一致。但煤矿非充填开采地表塌陷坡地的土壤含水量较充填开采递减（或递增）的变化梯度线更密。

4.2土壤养分含量的时空分布对比分析

对比4个采样断面，铵态氮在充填开采塌陷区地表土壤中含量呈缓慢增加，而非充填开采塌陷区则呈短期富集与释放交替变化。与之相比，未塌陷区域土壤铵态氮含量较稳定。这说明煤矿充填开采形成的地表塌陷区域坡地坡度较缓，塌陷面积和深度不大，土壤铵态氮的流失现象存在，但非常缓慢且较稳定，随地表径流流失的表层土壤铵态氮大都在塌陷盆地中央富集。而非充填开采塌陷区土壤中的铵态氮流失量不稳定，富集的塌陷盆地边缘土壤中的铵态氮在降雨量增加时又极易迁移至中央积水区水域中，增加水体铵态氮含量。

煤矿开采塌陷区地表土壤中的养分迁移特征在速效钾流失过程中表现得更为明显。这是因为速效钾在研究区土壤的本底值相对较高，迁移特征在数值上变化剧烈。而有效磷在研究区土壤中的本底值在3种养分组分中含量最低， 迁移特

征在时间维度和空间分布上显示不明显，其在充填开采和非充填开采地表塌陷区，以及未塌陷区各采样断面的表层土壤中含量分布差异不大。从速效钾和铵态氮的分布特征和变化趋势来看，影响煤矿开采地表塌陷区土壤中养分流失规律的因素主要是气象条件和开采方式。

5结论

煤矿充填开采地表塌陷盆地中央虽然没有常年积水，塌陷坡度和深度小，但由于地下潜水位抬升，土壤含水量也出现增加现象，且以盆地中央为中心向四周呈椭圆梯度递减，这一规律与非充填开采地表塌陷区土壤含水量分布类似。从土壤的黏粒、总可溶性盐、有机质、铵态氮和速效钾含量的时空变化特征来看，各项指标均在塌陷盆地边缘土壤中缓慢富集。

参考文献：

[1]张锦瑞，陈娟浓，岳志新，等. 采煤塌陷引起的地质环境问题及其治理[J]. 中国水土保持，2007（4）：37-39.

[2]胡炳南.我国煤矿充填开采技术及其发展趋势[J]. 煤炭科学技术，2012，40（11）：1-5，18.

[3]牛威. 煤矿采空塌陷导致土地破坏状况及危害[J]. 华北国土资源，2007（1）：49-50，55.

[4]严家平，赵志根，许光泉，等. 淮南煤矿开采塌陷区土地综合利用[J]. 煤炭科学技术，2004，32（10）：56-58.

[5]栗丽，王曰鑫，王卫斌.采煤塌陷对黄土丘陵区坡耕地土壤理化性质的影响[J]. 土壤通报，2010，41（5）：1237-1240.

[6]卞正富，雷少刚，常鲁群，等. 基于遥感影像的荒漠化矿区土壤含水率的影响因素分析[J]. 煤炭学报，2009（4）：520-525.

[7]麦霞梅，赵艳玲，龚毕凯，等. 东滩煤矿高潜水位采煤塌陷地土壤含水量变化规律研究[J]. 中国煤炭，2011，37（3）：48-51.

[8]李晓静，胡振琪，张国强，等. 西南山地区采煤塌陷地破坏水田土壤水分特征分析[J]. 煤矿开采，2011，16（6）：48-50.

[9]白中科，段永红，杨红云，等. 采煤沉陷对土壤侵蚀与土地利用的影响预测[J]. 农业工程学报，2006，22（6）：67-70.

[10]孟庆俊.采煤塌陷地氮磷流失规律研究[D]. 江苏：中国矿业大学，2010：25-37.

[11]刘思，孟庆俊. 淮南潘北矿塌陷湿地土壤退化评价[J]. 中国环境监测，2011，27（5）：6-10.

[12]纪振，秦伟伟. 徐州矿区采煤塌陷地综合利用途径分析[J]. 安徽农业科学，2007，35（35）：11529-11530.

[13]于君宝，王金达，刘景双，等. 矿山复垦土壤营养元素时空变化研究[J]. 土壤学报，2002，39（5）：750-753.

土壤理化环境 篇10

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。