土壤的特征精選(九篇)

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第1篇：土壤的特征范文

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

中圖分類號(hào)：S158.3 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：0439-8114（2014）23-5683-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.23.017

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

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

1 材料與方法

1.1 調(diào)查地域的確定

湖北省的江漢平原、鄂中丘陵和鄂北地區(qū)等幾個(gè)區(qū)域?yàn)楹笔〖Z棉油重要產(chǎn)區(qū)，其面積占湖北省耕地總面積的70%左右，選擇上述3個(gè)區(qū)域作為全省主要農(nóng)區(qū)開(kāi)展調(diào)查研究，其中江漢平原以潛江市作為代表，鄂中丘陵以荊門(mén)市掇刀區(qū)和東寶區(qū)作為代表，鄂北地區(qū)以棗陽(yáng)市和宜城市作為代表。

1.2 樣品取樣與測(cè)試

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

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

1.3 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)處理采用SPSS 13.0軟件和Excel 2003進(jìn)行處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤常規(guī)養(yǎng)分的空間變異

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

P=（V-M）/V×100%，式中，V為平均值，M為中值。

P值以5%為臨界值，大于5%為偏斜，小于5%為不偏斜。

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

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

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

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

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

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

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

2.2 土壤微量元素的空間變異特征

采用地統(tǒng)計(jì)學(xué)的方法，對(duì)湖北省主要農(nóng)區(qū)土壤中主要微量元素的含量進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)，統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果見(jiàn)表2。

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

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

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

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

3 結(jié)論

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

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

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

參考文獻(xiàn)：

[1] WILD A. The potassium status of soils in the savanna zone of Nigeria[J]. Expl Agric，1971，7：257-270.

[2] TENING A S， OMUETI J A I，TARAWALI G. Potassium status of some selected soils under different land-use systems in the subhumid zone of Nigeria[J]. Commun Soil Sci Plant Anal，1995，26（5-6）：657-672.

[3] OVALLES F A， COLLINS M E. Soil-landscape relationships and soil variability in north central Florida[J]. Soil Sci Soc Amer J，1986，50：401-408.

[4] BECKETT P H T， WEBSTER R. Soil variability： a review[J]. Soils and Fertilizers，1971，34：1-15.

[5] SCOTT H D， MAUROMOUSTAKOS A， HANDAYNI I P， et al. Temporal variability of selected properties of Loessial soil as affected by cropping[J]. Soil Sci Soc Amer J，1994，58：1531-1538.

[6] 劉世梁，傅伯杰，劉國(guó)華，等.我國(guó)土壤質(zhì)量及其評(píng)價(jià)研究的進(jìn)展[J].土壤通報(bào)，2006，37（1）：137-143.

[7] 徐明崗，梁國(guó)慶，張夫道.中國(guó)土壤肥力演變[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出版社，2006.

[8] 黃紹文，金繼運(yùn)，楊俐萍，等.縣級(jí)區(qū)域糧田土壤養(yǎng)分空間變異與分區(qū)管理技術(shù)研究[J].土壤學(xué)報(bào)，2003，40（1）：79-88.

[9] JOUMEL A G， HUIJBREGTS C J. Mining geostatistics[M].New York：Academic Press，1978.

[10] 王政權(quán).地統(tǒng)計(jì)學(xué)及其在生態(tài)學(xué)中的應(yīng)用[M].北京：科學(xué)出版社，1999.

[11] GOOVAERTS P. Geostatistical tools for characterizing the spatial variability of microbiologica land physico-chemical soil properties[J]. Biol Fertil Soils，1998，27：315-334.

[12] 李亮亮，依艷麗.地統(tǒng)計(jì)學(xué)在土壤空間變異中的應(yīng)用[J].土壤通報(bào)，2005，36（2）：265-266.

[13] 王宏庭，金繼運(yùn)，王 斌，等.土壤速效養(yǎng)分空間變異研究[J]。植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2004，10（4）：349-354.

[14] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].第三版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2000.

[15] 賈乃光.數(shù)理統(tǒng)計(jì)[M].北京：中國(guó)林業(yè)出版社，1980.

[16] 白由路，金繼運(yùn)，楊俐萍，等.農(nóng)田土壤養(yǎng)分變異和施肥推薦[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2001，7（3）：130-133.

[17] 劉冬碧，熊桂云，陳 防，等.湖北省糧食主產(chǎn)區(qū)土壤養(yǎng)分的空問(wèn)變異性研究[J].湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，2007，46（6）：904-907.

[18] 雷志棟，楊詩(shī)秀，謝森傳.土壤水動(dòng)力學(xué)[M].北京：清華大學(xué)出版社，1988.

[19] 池富旺，張培松，茶正早，等.橡膠園土壤養(yǎng)分空間變異特征研究[A].中國(guó)土壤學(xué)會(huì).土壤科學(xué)與社會(huì)可持續(xù)發(fā)展（中）――土壤科學(xué)與資源可持續(xù)利用[C].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社，2008.271-275.

第2篇：土壤的特征范文

Christian：不是第一次來(lái)，我這是第三次來(lái)到中國(guó)，但做評(píng)委是第一次。

《酒世界》：作為評(píng)委，如何評(píng)價(jià)這次大賽？

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

《酒世界》：您在兩天的時(shí)間里也嘗到了很多中國(guó)制造商生產(chǎn)的酒，如何評(píng)價(jià)？

Christian：我嘗到了很多很不錯(cuò)的酒，有些酒讓人印象深刻，比如長(zhǎng)城、香格里拉，還有一些酒來(lái)自于中國(guó)西部，我記不起它們的品牌。

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

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

《酒世界》：獲獎(jiǎng)后對(duì)產(chǎn)品銷(xiāo)售有沒(méi)有產(chǎn)生什么影響？

Christian：是的，可以說(shuō)去年的獲獎(jiǎng)改變了很多東西。因?yàn)樵谌ツ昴玫酱筚惖娜珗?chǎng)冠軍后，不止是中國(guó)媒體，法國(guó)媒體也做了很多報(bào)道。銷(xiāo)售方面不止是中國(guó)市場(chǎng)，法國(guó)市場(chǎng)還有不少海外市場(chǎng)也發(fā)生了很大變化，比如美國(guó)市場(chǎng)，酒莊的權(quán)甚至引起了很多酒商的爭(zhēng)奪。

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

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

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

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

說(shuō)到釀酒理念，我覺(jué)得如實(shí)地去反映葡萄園的土壤特征其實(shí)是最佳的釀酒方法。這也是為什么我們酒莊目前在做一個(gè)關(guān)于有機(jī)葡萄酒的大項(xiàng)目，我希望釀酒過(guò)程中盡量減少技術(shù)方面的干擾。

《酒世界》：艾美拜爾的出口情況如何？除了中國(guó)，哪些國(guó)家占的海外份額比較多？

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

第3篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：Cd；灌溉水；土壤；化肥；作物

中圖分類號(hào)：O657.31 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A 文章編號(hào)：0439—8114（2012）19—4222—04

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

研究區(qū)位于川中典型丘陵區(qū)內(nèi)江市東興區(qū)雙橋鄉(xiāng)（104°50′—105°25′ E，29°26′—29°50′ N），全區(qū)幅員面積118 100 hm2。地形地貌以中、淺丘為主，中、淺丘占幅員面積的83.15%。地勢(shì)東北高，西南低，多數(shù)地帶海拔在350～400 m之間，相對(duì)高差20～80 m。巖石以沉積巖、頁(yè)巖為主，易風(fēng)化。土壤類型以紫色土、水稻土為主，紫色土、水稻土各占幅員面積的52.53%和45.82%。土壤pH值多呈中性，少數(shù)呈酸性。氣候?qū)僦衼啛釒駶?rùn)氣候，一般年最高溫度37.6 ℃，最低溫度—1.2 ℃，年平均氣溫17.7 ℃，年平均空氣相對(duì)濕度83%，年平均日照時(shí)間1 223.1 h，年降水量1 106.9 mm[4]。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

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

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

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

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

1.2 樣品分析方法

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

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

生物富集系數(shù)（CFi）=（Cb/Cc）×100%

式中，Cb為生物體中的元素濃度；Cc為根系土壤中的元素濃度。

2 結(jié)果與分析

2.1 灌溉水、水底泥Cd含量

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

2.2 表層土壤Cd含量

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

2.3 土壤剖面Cd垂直分布特征

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

2.4 化肥中Cd元素含量

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

2.5 作物中Cd元素含量

不同作物根部和果實(shí)對(duì)Cd的吸附和富集作用差異明顯（表5）。作物根部土平均Cd含量為0.410～0.439 μg/g，變化幅度較小，但均高于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（按pH值中性范圍進(jìn)行評(píng)價(jià)）。Cd含量排序?yàn)椋篊d花生根土>Cd水稻根土>Cd柑橘根土>Cd玉米根土，花生對(duì)Cd的吸附作用比較顯著，并且水稻根土、玉米根土、花生根土和柑橘根土Cd含量分別是其果實(shí)Cd含量的62.3、136.7、3.7、23.3倍，可見(jiàn)作物根土都受到Cd元素污染，根土Cd含量大于果實(shí)含量，說(shuō)明作物主要通過(guò)根系吸收土壤中的Cd，并向果實(shí)運(yùn)輸。

4類作物果實(shí)中Cd含量平均值則都小于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，果實(shí)中Cd平均含量在0.003～0.118 μg/g，含量順序?yàn)镃d花生>Cd柑橘>Cd水稻>Cd玉米，說(shuō)明玉米和水稻子實(shí)對(duì)Cd吸收較少，而花生中Cd含量相對(duì)較高，生物富集系數(shù)排序CFCd花生>CFCd柑橘>CFCd水稻>CFCd玉米，表明了花生對(duì)Cd元素的吸附能力較強(qiáng)，玉米和水稻對(duì)Cd富集作用小。

3 小結(jié)與討論

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

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

研究區(qū)化肥中Cd元素平均值為1.81 μg/g，高于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。

作物根土平均Cd含量為0.410～0.439 μg/g， 高于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。作物果實(shí)Cd含量平均值都小于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，果實(shí)中Cd平均含量在0.003～0.118 μg/g，順序?yàn)镃d花生>Cd柑橘>Cd水稻>Cd玉米，生物富集系數(shù)排序CFCd花生>CFCd柑橘>CFCd水稻>CFCd玉米，花生Cd富集系數(shù)最高，玉米富集作用最小。

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

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

參考文獻(xiàn)：

[1] 陳懷滿.土壤—植物系統(tǒng)中的重金屬污染[M].北京：科學(xué)出版社，1996.

[2] 徐云霞，彭培好，陳文德. 四川省內(nèi)江市雙橋鄉(xiāng)土壤重金屬污染及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)性評(píng)價(jià)[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2008，36（5）：1997—1998.

[3] 黃 蕾，王 鵑，彭培好，等.內(nèi)江市雙橋鄉(xiāng)土壤重金屬含量及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J].物探化探計(jì)算技術(shù)，2011，36（9）：450—454.

[4] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].第三版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，1981.

[5] 李瑞敏.農(nóng)業(yè)地質(zhì)地球化學(xué)評(píng)價(jià)方法研究[M].北京：地質(zhì)出版社，2007.

[6] 金 艷，何德文.重金屬污染評(píng)價(jià)研究進(jìn)展[J].有色金屬，2007， 59（2）：100—103.

[7] 黃 進(jìn).重慶市主要農(nóng)地土壤鎘鉛區(qū)域分布環(huán)境容量及對(duì)酸雨的響應(yīng)[D].重慶：西南農(nóng)業(yè)大學(xué)，2004.

[8] 張 珞，陳承慈，劉全義.土壤污染的治理方法研究[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，1992（8）：90—99.

第4篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞 田七；土壤肥力；差異性；分析，廣西靖西

中圖分類號(hào) S158.2 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A 文章編號(hào) 1007-5739（2016）08-0194-03

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

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

田七又名三七，起源于2500萬(wàn)年前的第三紀(jì)，原系山野自生，后為我國(guó)古代勞動(dòng)人民發(fā)現(xiàn)和采用，并發(fā)展為人工栽培[1]。靖西栽培田七已有400多年的歷史。靖西所產(chǎn)的商品田七個(gè)頭大、堅(jiān)實(shí)、不空心，質(zhì)量?jī)?yōu)，有“鐵皮銅心”之稱，形成了具有地方特色的“田七”藥材，在國(guó)內(nèi)外市場(chǎng)上享有很高聲譽(yù)。20世紀(jì)70―80年代，靖西縣田七盛譽(yù)之隆，海內(nèi)無(wú)匹，靖西也因此被國(guó)家授予“田七之鄉(xiāng)”稱號(hào)[2]。但是，隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，以及愛(ài)人為過(guò)度干擾的影響，田七種植區(qū)生態(tài)環(huán)境受到一定的威脅，不同種植區(qū)顯示不太一樣的理化性狀，田七質(zhì)量也存在一定的差異，因此，研究田七種植區(qū)土壤理化形狀的差異，對(duì)研究田七的種植 條件及生態(tài)保護(hù)具有一定的意義。本研究以靖西縣的新甲鄉(xiāng)、武平鄉(xiāng)、化垌鄉(xiāng)的田七園為研究區(qū)域，以土壤養(yǎng)分因子為研究對(duì)象，對(duì)田七園進(jìn)行分析和研究。

1 研究區(qū)域概況

1.1 地理位置

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

1.2 氣候概況

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

1.3 社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展現(xiàn)狀

在良好的自然環(huán)境下，孕育了靖西大果山楂、大香糯、大肉姜、大麻鴨、五趾蛤蚧、茴油、茶葉、金銀花、田七等名優(yōu)特色農(nóng)產(chǎn)品。近年來(lái)，靖西全力打造“壯藥之都”，誠(chéng)招各地客商前來(lái)發(fā)展中草藥產(chǎn)業(yè)，激發(fā)了靖西群眾仿野生種植中草藥熱情。靖西整合縣發(fā)改、扶貧、林業(yè)、民族等部門(mén)資金，加大對(duì)田七種植的扶持力度：對(duì)田七種植直補(bǔ)6萬(wàn)元/hm2；優(yōu)質(zhì)育苗基地的田七苗出售給本縣境內(nèi)種植戶的，給予每株0.2元的育苗補(bǔ)助；愿意貸款的，給予貸款貼息等。2012年以來(lái)，根據(jù)田七喜陰的生長(zhǎng)特性，在不破壞當(dāng)?shù)厝魏紊鷳B(tài)環(huán)境的情況下，靖西縣五嶺林場(chǎng)投入資金150萬(wàn)元，建立逾2.67 hm2標(biāo)準(zhǔn)化林下田七種植基地。靖西與廣西藥用植物園達(dá)成“萬(wàn)畝林下田七種植”共識(shí)，先后在新靖鎮(zhèn)、龍臨鎮(zhèn)、武平鄉(xiāng)、祿峒鎮(zhèn)建設(shè)4個(gè)示范基地。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)域的選取

通過(guò)研究相關(guān)文獻(xiàn)資料，筆者分別在新甲鄉(xiāng)的垌平村、大進(jìn)村、福英村，武平鄉(xiāng)的立錄村、多納村、安本村，化垌鄉(xiāng)的五權(quán)村、民強(qiáng)村、力行村等每個(gè)鄉(xiāng)選取3個(gè)村，每個(gè)村選取具有代表性的3個(gè)采樣點(diǎn)進(jìn)行土樣采集，區(qū)域分布如圖1所示。

2.2 土壤樣品的采集與制備

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

2.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

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

2.4 土壤養(yǎng)分分級(jí)指標(biāo)

根據(jù)土壤值劃分的酸堿度標(biāo)準(zhǔn)見(jiàn)表1。

田七種植地土壤養(yǎng)分含量指標(biāo)的豐缺至今沒(méi)有相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)，經(jīng)過(guò)查閱相關(guān)文獻(xiàn)[6-8]，并結(jié)合全國(guó)第二次土壤普查的標(biāo)準(zhǔn)、綠色食品產(chǎn)地土壤肥力等[9]，制定了田七種植地土壤養(yǎng)分初步分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，具體見(jiàn)表2。

2.5 土壤肥力的評(píng)價(jià)方法

按照《第二次全國(guó)土壤普查暫行技術(shù)規(guī)程》[10]進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果見(jiàn)表 3。

3 結(jié)果與分析

3.1 田七種植區(qū)土壤肥力現(xiàn)狀分析

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

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

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

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

3.2 田七種植區(qū)不同區(qū)域土壤肥力狀況差異性分析

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

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

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

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

4 結(jié)論與討論

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

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

5 參考文獻(xiàn)

[1] 徐良，秦言省，楊海菊，等.廣西靖西縣田七種植業(yè)發(fā)展的現(xiàn)狀與展望[J].廣西農(nóng)業(yè)生物科學(xué)，2007（1）：71-75.

[2] 陸耀凡.靖西旅游氣候資源評(píng)價(jià)及其利用[J].廣西氣象，1999，20 （2）： 28-30.

[3] 潘順安.靖西縣的自然條件與農(nóng)村經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展策略[J].廣西教育學(xué)院學(xué)報(bào)，2002 （5）：78-81.

[4] 靖西縣志.靖西縣志[M].南寧：廣西人民出版社，2000

[5] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].3版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2000.

[6] 鄒娟.冬油菜施肥效果及土壤養(yǎng)分豐缺指標(biāo)研究[D].武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué)，2010.

[7] 彭孟祥.烤煙硼營(yíng)養(yǎng)的豐缺指標(biāo)和營(yíng)養(yǎng)診斷的研究[D].武漢：華中農(nóng)業(yè)大學(xué)，2013.

[8] 王志恒，王吉祥.蘋(píng)果園營(yíng)養(yǎng)化學(xué)診斷初報(bào)[J].陜西農(nóng)業(yè)科學(xué)，1994（3）：32-33.

[9] 趙政陽(yáng)，梁俊，魯玉妙，等.陜西澄縣蘋(píng)果園環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)[J].干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2005，23（5）：222-225.

第5篇：土壤的特征范文

1　材料與方法

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

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

2　結(jié)果與分析

2．1　土壤溫度的日變化特征

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

2．2　土壤溫度的月變化特征

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

2．3　土壤溫度的剖面分布特征

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

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

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

第6篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：土壤；還原；氧化鐵；Cd；形態(tài)

中圖分類號(hào)：X143 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1674-4764（2012）02-0115-06

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

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

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

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

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

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

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



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

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

1 材料與方法

1.1 供試土壤

三峽庫(kù)區(qū)土壤類型中以紫色土面積最大，主要分布在庫(kù)區(qū)中部的涪陵、豐都、忠縣、萬(wàn)州和開(kāi)縣等地。其次為黃壤，武隆、奉節(jié)、石柱和開(kāi)縣等地分布較多［11］，根據(jù)三峽庫(kù)區(qū)土壤主要類型和分布特點(diǎn)，選取紫色土和黃壤作為研究對(duì)象，試驗(yàn)用紫色土采自重慶涪陵區(qū)，pH(水:土質(zhì)量比=5:1)為8.59，有機(jī)質(zhì)含量為11.9 g·kg-1，總Fe含量為43.7 g·kg-1，CEC（陽(yáng)離子交換量）含量為12.21 cmol·kg-1。黃壤取自重慶奉節(jié)縣，pH為8.74，有機(jī)質(zhì)含量為33.7 g·kg-1，總Fe含量為23.4 g·kg-1，CEC含量為20.82 cmol·kg-1。土壤采回后自然風(fēng)干，過(guò)200目篩。

1.2 Cd溶液淹土試驗(yàn)

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

1.3 測(cè)定方法

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

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤淹水厭氧還原過(guò)程理化性質(zhì)變化特征

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

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

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

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

2.2 土壤淹水后的pe+pH變化特征

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

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

2.3 土壤淹水后水相中Cd濃度變化特征

圖6 土壤淹水后水相中Cd濃度變化特征

土壤淹水后水溶性Cd濃度變化如圖6所示，外源Cd進(jìn)入水-土體系后，在加入初期，水溶性Cd有升高趨勢(shì)，而后呈下降趨勢(shì)。Cd絕大部分被土壤吸附，水溶液中Cd含量相對(duì)較低，到試驗(yàn)結(jié)束，Cd在水相中的濃度大約為1 μg/L，土壤對(duì)Cd吸附達(dá)到99.9％以上?？梢?jiàn)紫色土和黃壤對(duì)Cd具有較強(qiáng)的吸附能力。

2.4 Cd在土壤中形態(tài)變化特征

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

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

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

2.5 Cd形態(tài)與土壤理化參數(shù)相關(guān)性分析

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

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

3 結(jié) 論

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

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

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

參考文獻(xiàn)：

［1］黃丹丹，葛瀅，周權(quán)鎖.淹水條件下土壤還原作用對(duì)鎘活性消長(zhǎng)行為的影響［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2009， 29(2): 373-380.

HUANG DAN-DAN， GE YING， ZHOU QUAN-SUO.Effect of redox processes on soil Cd activity under submerged conditions［J］.Acta Scientiae Circumstantiae， 2009， 29(2):373-380.

［2］王改改，傅瓦利，魏朝富，等.消落帶土壤鐵的形態(tài)變化及其對(duì)有效磷的影響［J］.土壤通報(bào)， 2008， 39(1): 66-70.

WANG GAI-GAI， FU WA-LI， WEI CHAO-FU， et al. Iron transformation and phosphorus availability in a drawdown area of three gorges reservoir［J］. Acta Pedologica Sinica， 2008， 39(1): 66-70.

［3］蘇玲，林咸永，章永松，等.水稻土淹水過(guò)程中不同土層鐵形態(tài)的變化及對(duì)磷吸附解吸特性的影響［J］. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)， 2001， 27(2): 124-128.

SU LING， LIN XIAN-YONG， ZHANG YONG-SONG， et al. Effects of flooding on iron transformation and phosphorus adsorption-desorption properties in different layers of the paddy soil［J］. Journal of Zhejiang University， 2001， 27(2): 124-128.

［4］CLOZEL B， RUBAN V， DURAND C， et al. Origin and mobility of heavy metals in contaminated sediments from retention and infiltration ponds［J］. Applied Geochemistry， 2006， 21(10): 1781-1798.

［5］YANG Z F， WANG Y， SHEN Z Y， et al. Distribution and speciation of heavy metals in sediments from the mainstream， tributaries， and lakes of the Yangtze River catchment of Wuhan， China［J］.Journal of Hazardous Materials, 2009， 166(2/3):1186-1194.

［6］KASHEM M A， SINGH B R. Transformations in solid phase species of metals as affected by flooding and organic matter［J］.Communications in Soil Science and Plant Analysis， 2004， 35(9/10):1435-1456.

［7］MAES A， VANTHUYNE M， CAUNBERY P，et al. Metal partitioning in a sulfidic canal sediment metal solubility as a function of pH combined with EDTA extraction in anoxic conditions［J］. The Science of the Total Environment， 2003， 312(1-3): 181-193.

［8］裴廷權(quán)，王里奧，韓勇，等.三峽庫(kù)區(qū)消落帶土壤剖面中重金屬分布特征［J］．環(huán)境科學(xué)研究，2008，21(5)：72-78.

PEI TING-QUAN， WANG LI-AO， HAN YONG， et al. Distribution characteristics form soil profile heavy metal of water-level-fluctuating zone in three gorges Reservoir Area［J］. Research of Environmental Science， 2008，21(5)：72-78.

［9］周諧，鄭堅(jiān)，張晟，等.三峽庫(kù)區(qū)重慶段淹沒(méi)區(qū)土壤重金屬分布及評(píng)價(jià)［J］.中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)，2006，22(6)：86-88.

ZHOU XIE， ZHEN JIAN， ZHANG SHENG， et al.Heavy metals distribution of soils in water-level-fluctuating zone of the Three-Gorges Reservoir［J］. Environmental Monitoring in China， 2006，22(6)：86-88.

［10］李強(qiáng)，張芹，劉宏立，等.三峽庫(kù)區(qū)重慶段淹沒(méi)區(qū)土壤重金屬背景調(diào)查［J］.微量元素與健康研究，2007，24(4)：34-36.

LI QIANG， ZHANG QIN， LIU HONG-LI，et al. The investigation on the heavy metal pollution of the soil in inundated area in the Chongqing reservoir［J］ Studies of Trace Elements and Health， 2007，24(4)：34-36.

［11］彭月，王建力，魏虹.三峽庫(kù)區(qū)重慶段不同土壤類型土壤侵蝕景觀異質(zhì)性分析［J］.水土保持研究， 2009， 16(5): 7-12.

PENG YUE, WANG JIAN-LI, WEI HONG. Research on the soil erosion landscape heterogeneity of different soil types in Three Gorges Reservoir(Chongqing)［J］. Research of Soil and Water Conservation, 2009,16(5):7-12.

［12］EL-AZIM H A， EL-MOSELHY K M. Determination and partitioning of metals in sediments along the Suez Canal by sequential extraction［J］. Journal of Marine Systems， 2005， 56(3/4): 363-374.

［13］易維潔，曲東，朱超，等.3株鐵還原細(xì)菌利用不同碳源的還原特征分析［J］.西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)， 2009， 37(2): 181-186.

YI WEI-JIE， QU DONG， ZHU CHAO， et al. Fe(Ⅲ)reduction characteristics of three iron reducers using different carbon sources［J］. Journal of Northwest A & F University， 2009， 37(2): 181-186.

［14］關(guān)舒元，朱超，王保莉，等.鐵還原菌株P(guān)4的碳源利用特征及其系統(tǒng)發(fā)育學(xué)分析［J］.西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)， 2008， 36(3): 117-123.

GUAN SHU-YUAN， ZHU CHAO， WANG BAO-LI， et al. Characterization of iron reduction using different carbon sources and phylogenetic analysis of Fe(Ⅲ)-reducing microorganism P4［J］. Journal of Northwest A & F University， 2008， 36(3): 117-123.

［15］徐麗娜，李忠佩，車(chē)玉萍.淹水厭氧條件下腐殖酸對(duì)紅壤中鐵異化還原過(guò)程的影響［J］.環(huán)境科學(xué)， 2009， 30(1): 221-226.

XU LI-NA， LI ZHONG-PEI，CHE YU-PING. Influences of humic acids on the dissimilatory iron reduction of red soil in anaerobic condition［J］. Environmental Science， 2009， 30(1): 221-226.

［16］曲東，張一平，Schnell S，等.水稻土中鐵氧化物的厭氧還原及其對(duì)微生物過(guò)程的影響［J］.土壤學(xué)報(bào)， 2003，40(6): 858-863.

QU DONG， ZHANG YI-PING， SCHNELL S， et al. Reduction of iron oxides and its effect on microbial processes in anaerobic paddy soil［J］. Acta Pedologica Sinica， 2003， 40(6): 858-863.

第7篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：遙感；土壤；重金屬

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

Key Words：remote sensing；soil；heavy metal

1. 引言

礦產(chǎn)資源是生產(chǎn)資料和生活資料的重要來(lái)源，人類社會(huì)的發(fā)展進(jìn)步與礦產(chǎn)的開(kāi)發(fā)利用密不可分。礦產(chǎn)的開(kāi)采、冶煉、加工過(guò)程中大量的鉛、鋅、鉻、鎘、鈷、銅、鎳等重金屬以及類金屬砷等進(jìn)入大氣、水、土壤引起嚴(yán)重的環(huán)境污染。根據(jù)2014年4月17日環(huán)境保護(hù)部、國(guó)土資源部的《全國(guó)土壤污染調(diào)查公報(bào)》，“全國(guó)土壤環(huán)境狀況總體不容樂(lè)觀，部分地區(qū)土壤污染較重，總的超標(biāo)率達(dá)16.1%”、“在調(diào)查的70個(gè)礦區(qū)的1672個(gè)土壤點(diǎn)位中，超標(biāo)點(diǎn)位占33.4%，主要污染物為鎘、鉛、砷和多環(huán)芳烴”。資源、環(huán)境是制約社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的兩大瓶頸，如何克服這個(gè)瓶頸問(wèn)題同時(shí)又能實(shí)現(xiàn)礦山開(kāi)發(fā)的可持續(xù)發(fā)展，是我國(guó)社會(huì)必須面對(duì)和解決的緊迫的社會(huì)問(wèn)題[1]。

傳統(tǒng)的土壤重金屬污染監(jiān)測(cè)方法有實(shí)驗(yàn)室監(jiān)測(cè)、現(xiàn)場(chǎng)快速監(jiān)測(cè)等方法。實(shí)驗(yàn)室監(jiān)測(cè)方法雖然測(cè)量精度高，但是存在勞動(dòng)強(qiáng)度大、采樣分析費(fèi)時(shí)，適用范圍小的缺點(diǎn)；現(xiàn)場(chǎng)快速監(jiān)測(cè)法雖然具有大面積、連續(xù)、高密度獲取信息的特點(diǎn)，但是還大多處于定性或半定量的試驗(yàn)階段，易受周?chē)蛩赜绊慬2]。

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

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

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

2. 植被反演方法

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

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

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

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

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

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

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

3. 土壤監(jiān)測(cè)方法

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

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

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

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

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

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

4. 未來(lái)展望

近年來(lái)，遙感技術(shù)用于礦區(qū)土壤重金屬評(píng)價(jià)取得了一定進(jìn)展，今后要在以下幾個(gè)方面尋求突破：

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

（2）加強(qiáng)田間光譜測(cè)量研究。目前對(duì)土壤重金屬監(jiān)測(cè)僅局限于實(shí)驗(yàn)室級(jí)別的光譜監(jiān)測(cè)，需要進(jìn)一步探討其他因素對(duì)重金屬吸附的影響以建立準(zhǔn)確的土壤重金屬含量光譜估算模型，并進(jìn)行大量而精確的實(shí)驗(yàn)室與田間的光譜測(cè)量工作。

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

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

參考文獻(xiàn)：

[1] 賈志強(qiáng).甘肅省白銀市礦山環(huán)境遙感調(diào)查與評(píng)價(jià)研究[D].桂林：桂林工學(xué)院，2009.

[2] 龔海明，馬瑞峻，等.農(nóng)田土壤重金屬污染監(jiān)測(cè)技術(shù)發(fā)展趨勢(shì)[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2013，29（2）：140-147.

[3] Baumgardner，M.F.，Kristof，S.，et al. Effects of Organic matter on the Multispectral Properties of Soils[J].Processing of Indiana Academic Science.1970，79：413-422.

[4] 張甘霖，趙玉國(guó)，楊金玲，等.城市土壤的環(huán)境問(wèn)題及其研究進(jìn)展[J].土壤學(xué)報(bào)，2006，44（55）：925-933.

[5] Malley D.F.，Williams，P.C. Use of Near-Infrared Reflectance Spectroscopy in Prediction of Heavy Metals in Freshwater Sediment by Their Association with Organic Matter[J]. Environ. Sci. Technol.， 1997， 31 （12） ：3461-3467.

[6] 戴昌達(dá).中國(guó)主要土壤光譜反射特性分類與數(shù)據(jù)處理的初步研究[M].見(jiàn)：遙感文選，北京：科學(xué)出版社，1981.

[7] 豐茂森.遙感圖像數(shù)字處理[M].北京：地質(zhì)出版社，1992：3～3.

[8] 甘甫平，劉圣偉，等.德興銅礦礦山污染高光譜遙感直接識(shí)別研究[J].地球科學(xué)―中國(guó)地質(zhì)大學(xué)學(xué)報(bào)，2004，29（1）：119-126.

[9] 朱葉青，屈永華，劉素紅，等.重金屬銅污染植被光譜響應(yīng)特征研究[J].遙感學(xué)報(bào)，2014，18（2）：335-352.

[10] 李婷，劉湘南，劉美玲.水稻重金屬污染脅迫光譜分析模型的區(qū)域應(yīng)用與驗(yàn)證[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2012，28（12）：176-182.

[11] 李新芝.基于多源遙感數(shù)據(jù)的礦區(qū)植被信息監(jiān)測(cè)方法研究[D].濟(jì)南：山東科技大學(xué)，2010.

[12] 王秀珍，王人潮，黃敬峰.微分光譜遙感及其在水稻農(nóng)學(xué)參數(shù)測(cè)定上的應(yīng)用研究[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2002，18（1）：9-13.

[13] Thomas Kemper，Stefan Sommer . Estimate of Heavy Metal Contamination in Soils after a Mining Accident Using Reflectance Spectroscopy [J] .Environment al Science and Technology ， 2002 ， 36（12）：2742-2747.

[14] 徐加寬，楊連新，王余龍，等.水稻對(duì)重金屬元素的吸收與分配機(jī)理的研究進(jìn)展[J].植物學(xué)通報(bào)，2005，22（5）：614-622.

[15] CHI G Y，SHI Y，CHEN X，et al.Effects of Metal Stress on Visible/near-Infrared Rreflectance Spectra of Vegetation[J].Advanced Materials Research，2012，（347-353）：2735-2738.

[16] 王杰，等.遙感技術(shù)在江西德興銅礦礦區(qū)污染研究中的應(yīng)用[J].山東科技大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）2005，24（4）：66-69.

[17] 雷國(guó)靜等.遙感在稀土礦區(qū)植被污染信息提取中的應(yīng)用[J].江西有色金屬，2006，20（2）：1-5.

[18] 黃鐵蘭，等.廣東大寶山礦區(qū)植被污染信息的遙感識(shí)別方法研[J].地質(zhì)學(xué)刊，2014，38（02）：284-288.

[19] Kemper T， Sommer S. Environment Science & Techology[M]. 2002， 36（12）：2742.

[20] Choe E， vander Meer F van Ruitenbeek F， et al. Remote Sensing of Environment[M]. 2008，112 （7） ： 3222.

[21] Choe E， Kim K W， Bang S， et al. Environmental Geology[M]. 2008， 58 （3） ： 477.

[22] Ren H Y ，Zhuang D F， Singh A N， et al.， Estimation of As and Cu contamination in agricultural soils around a mining area by reflectance Spectroscopy ： a case study[J]. Pedosphere， 2009， 12 （6） ： 719.

[23] Liu Y Li W， Wu G， et al.， Geo C spatial Information Science[M]. 2011， 14 （1） ： 10.

第8篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：富硒土壤；硒賦存形態(tài)；pH值；微量元素

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

1 富硒土壤分布特征

1.1 數(shù)據(jù)來(lái)源及分析質(zhì)量

采用1：5萬(wàn)土壤樣品分析結(jié)果，樣品采集密度為4個(gè)點(diǎn)/km2，同期采集植物樣、根系土樣、形態(tài)分析樣等。土壤樣品測(cè)試Se等29項(xiàng)，植物樣品測(cè)試Se等11項(xiàng)，形態(tài)分析樣品分析Se七項(xiàng)。樣品分析質(zhì)量符合DD2005-01《多目標(biāo)區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查規(guī)范》（1：250000）及DD2005-03《生態(tài)地球化學(xué)評(píng)價(jià)樣品分析技術(shù)要求（試行）》的要求。

1.2 富硒土壤分布

在三原-閻良地區(qū)1：25萬(wàn)土壤調(diào)查發(fā)現(xiàn)含硒土壤資源，面積約1255km2，土壤硒的含量為0.104～0.454mg/kg，平均值為0.229mg/kg，高于全國(guó)表層（褐土）土壤硒的平均值0.166 mg/kg[3]。1：5萬(wàn)土壤調(diào)查及各類農(nóng)作物調(diào)查證實(shí)存在中硒土壤（Se：0.2～0.4mg/kg）面積約1110.18km2，富硒土壤（Se>0.4mg/kg）面積約77.23km2。調(diào)查結(jié)果表明，表層土壤總體硒的含量為0.023～3.060mg/kg，中值0.260mg/kg，平均值為0.280mg/kg；深層剖面土壤硒含量為0.052～2.850mg/kg，中值0.100mg/kg，平均值0.185mg/kg，土壤富硒深度達(dá)1.5m左右。土壤硒主要來(lái)源于涇渭沖積層，該地區(qū)的土壤類型主要有褐土、新積土、黃棉土，其中以褐土、新積土為主且含硒較高。

2 土壤硒的賦存形態(tài)以及pH值特征

2.1 土壤硒形態(tài)特征

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

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

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

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

2.2 土壤中的pH值特征

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

2.3 土壤硒與pH值關(guān)系

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

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

3 植物富硒特征分析

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

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

4 調(diào)查區(qū)微量元素特征

4.1 土壤中的微量元素特征

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

4.2 植物中的微量元素特征

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

5 結(jié)論

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

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

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

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

三原-閻良地區(qū)富硒土壤（硒含量：0.2～0.4mg/kg）面積廣泛約178.112萬(wàn)畝（1187.41km2），其中高硒區(qū)（Se>0.4mg/kg）面積約11.585萬(wàn)畝（77.23km2），硒來(lái)源于沖積層，深度達(dá)1.5m，硒資源豐富。富硒區(qū)位于涇渭沖積平原區(qū)，地勢(shì)平坦，土地肥沃，涇河水資源充足，交通便利，具有開(kāi)發(fā)利用富硒土壤的充分條件。該地區(qū)主要種植小麥、玉米、蔬菜、油菜等，自古號(hào)稱“天下糧倉(cāng)”美稱。建議當(dāng)?shù)卣_引導(dǎo)群眾，充分利用優(yōu)質(zhì)富硒土地資源，科學(xué)合理地種植安全富硒產(chǎn)品，打造關(guān)色農(nóng)業(yè)，實(shí)現(xiàn)綠色發(fā)展，為解決本地區(qū)的“三農(nóng)”問(wèn)題發(fā)揮土地的最大功能。

參考文獻(xiàn)：

[1]《礦床資源工業(yè)要求手冊(cè)》編委會(huì).礦床資源工業(yè)要求手冊(cè)[M].北京：地質(zhì)出版社，2010，11.

[2]遲清華，鄢明才編著.應(yīng)用地球化學(xué)元素豐度數(shù)據(jù)手冊(cè)[M].北京：地質(zhì)出版社，2007，12.

[3]中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站.中國(guó)土壤元素背景值[M].北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1990，87-91，134-135，370-373.

[4]李家熙，張光第，葛曉云，等.人體硒缺乏與過(guò)剩的地球化學(xué)環(huán)境特征及其預(yù)測(cè)[M].北京：地質(zhì)出版社，2000.

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

項(xiàng)目名稱：

陜西省政府公益性地質(zhì)調(diào)查項(xiàng)目《關(guān)中-天水經(jīng)濟(jì)區(qū)（關(guān)中盆地）富硒區(qū)地球化學(xué)調(diào)查與評(píng)價(jià)》。

第9篇：土壤的特征范文

關(guān)鍵詞：野山參；純貨；籽貨；形狀特征；變異

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

1臨床資料

1.1野山參純貨與籽貨形狀特征

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

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

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

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

1.2.1土壤因素 人參對(duì)人類具有滋補(bǔ)作用，觀察其作用發(fā)現(xiàn)，土壤中的微量元素的種類和含量將直接影響影響人參的產(chǎn)量和形狀特征，通過(guò)研究文獻(xiàn)資料發(fā)現(xiàn)，黎廣榮等通過(guò)對(duì)不同生長(zhǎng)條件下土壤中的無(wú)機(jī)元素含量的研究發(fā)現(xiàn)，不同土壤中的各種元素含量的差異影響環(huán)境中人參的生長(zhǎng)情況。若是無(wú)機(jī)元素含量過(guò)少，會(huì)造成人參生長(zhǎng)緩慢，營(yíng)養(yǎng)不良，發(fā)生病變，這些都會(huì)對(duì)人參的外形、長(zhǎng)短、枝干、須和質(zhì)地造成影響，形成不同形狀特征的變異。野山參對(duì)于生長(zhǎng)環(huán)境要求較為嚴(yán)格，生長(zhǎng)較為緩慢，惡劣的生長(zhǎng)條件，使得野山參的存活率非常低，而經(jīng)過(guò)了這些磨難存活下來(lái)的野山參的生命力極強(qiáng)，成為山林的精靈。

1.2.2光照因素 人參的生長(zhǎng)環(huán)境多為陰冷地方，不喜陽(yáng)光，過(guò)于強(qiáng)烈的陽(yáng)光照耀，容易引起參葉的病變，所一定量的森林覆蓋率對(duì)于人參的生長(zhǎng)是必須的。光對(duì)植物體生長(zhǎng)具有重要的作用，對(duì)物種的基因表達(dá)造成影響，進(jìn)而改變了物種的基因選擇，產(chǎn)生變異，形成不同的形狀和特征。

1.2.3濕度因素 土壤濕度過(guò)高或是過(guò)低，都會(huì)對(duì)人參根系及須系生長(zhǎng)造成影響。土壤濕度在適宜范圍內(nèi)，人參生長(zhǎng)茂盛，肉質(zhì)厚實(shí)，根須茂密，土壤濕度較低，表皮粗糙，紋深干癟。

2結(jié)果

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

3結(jié)論

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

參考文獻(xiàn)：

[1]張亨元.人參史的研究現(xiàn)狀[J].人參研究，1988（1）：19.

[2]余承吉，張秀娟.中國(guó)藥用人參史綱[J].人參研究，1993（1）：41.

[3]宋承吉，趙鳳玉.古今真?zhèn)稳藚⒆h敘[J].人參研究，1996（2）：45.