土壤的本质特征篇1
关键词：宝坻区；土壤质量；元素背景值；重金属污染；特色农业区
中图分类号：S151.9文献标识码：aDoi编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.06.013
土壤为农作物的生长提供了矿物质，土壤地球化学测量是研究土壤化学演化、生态地球化学评价的主要内容。土壤元素背景值是研究土壤环境质量现状的重要内容，也是检验土壤环境质量的基础数据；土壤污染特征揭示了土壤重金属元素表生富集、农作物毒害性、生态化学污染及潜在的生态危险。在分析研究宝坻区农业土壤质量各项指标的基础上，为科学评价土壤质量现状、提高土壤生产力提供科学依据。
1∶5万综合地质调查区位于天津市北部宝坻区，南北长65km，东西宽45km，面积约1510km2。宝坻区地处“九河下梢”，历史上曾因众多河流携带大量冲积物的不断淤积，形成了土壤的主要物质。本区土壤类型为潮土，又可细分为普通潮土、湿潮土、盐化潮土和盐化湿潮土4个亚类。
1材料和方法
1.1土壤样品采集
为查明宝坻区土壤中化学元素的分布特征，在充分考虑土壤特征、成土母质、地形地貌、土地利用现状等因素基础上，系统采集了表层及深层土壤样品。表层土壤采样密度为1个・km-2，采样深度0～20cm，按每4km2采集1个进行组合样品分析；深层土壤采样密度每4km2采集1个，采样深度80～100cm，采集50cm的土柱，按每16km2采集1个进行组合样品分析[1]。
1.2样品分析方法
对所有样土进行有机质、全氮、速效磷、速效钾、pH值等常规化验；有机质采用重铬酸钾容量法；全氮采用半微量开氏法；速效磷采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法；速效钾依据速效钾和缓效钾含量的测定标准进行测定；pH值用玻璃电极法测定；用等离子体质谱法（iCp-mS）测单元素含量。
2结果与分析
2.1土壤理化性质
2.1.1土壤酸碱程度宝坻区土壤大部分呈碱性和弱碱性。弱碱性土壤面积1289.41km2，占土壤总面积的83.42%；碱性土壤面积250.17km2，占土壤总面积的16.58%，主要分布在新开口-口东地区。
2.1.2盐渍化土壤分布特征宝坻区分布有大面积的盐渍化土壤，含盐量大于0.1%的盐渍化土壤约占总面积的56.91%[2]，盐渍化类型主要为硫酸盐-氯化物盐渍土和氯化物-硫酸盐盐渍土（表1）。
2.2土壤元素背景值特征及成因分析
2.2.1表层与深层土壤元素背景值对比从表2看出，常量元素分布特征是表层土Si、na元素背景值高于深层土；表层土中Fe、Ca、mg、K等元素背景值低于深层土。微量元素含量在土壤中的分布具有分带性，表层土中p、n、S、Se、pb、Cl、Cd、Hg等元素背景值明显高于深层土；mn、mo、i等元素背景值明显低于深层土[4]。
出现表层与深层土壤元素背景值分布特征的原因是：表层土中Si、na元素高背景值，而深层土中Fe、Ca、mg、K等元素高背景值的原因主要与母质来源和沉积环境有关。与深层土相比，表层土的母质中含河流相沉积物偏多，长石、石英等机械颗粒含量相对偏高，粘土矿物含量偏低。长石、石英等机械颗粒富含Si、na元素，粘土矿物富含Fe、mg等元素。Ca元素在深层土偏高主要与碳酸盐淋溶沉积作用有关。
表层土的p、n元素背景值明显高于底层土，主要与农田施肥、使用农药有关，其次为“三废”排放的影响；S元素在表层土中富集因素包括农田施肥、So2降尘、土壤盐渍化等，Se、pb、Cd、Hg等元素在表层土壤中富集主要与“三废”污染物有关[5]；Cl元素在表层土中富集主要与土壤盐渍化有关；深层土壤mn元素背景值偏高主要与土壤潜育化有关；由于i元素容易富集在有机质含量高的土壤中，所以表层土壤中i元素含量高与表层土壤中富含有机质关系密切。
2.2.2宝坻区土壤背景值与天津和全国背景值对比将宝坻区土壤背景值与天津市及全国土壤背景值进行比较，宝坻区土壤中Ca、mg、S、Cl、i、Cu、mn、as、Hg等元素含量与天津市背景值相比偏低，这与本区地势比天津市大部分地区偏高有关；Fe、na、Si、Co、Cr、ni、Zn、p、pb等元素比天津市背景值偏高，这与本区土壤母质富含元素的特征有关[6]。
宝坻区土壤中Si元素含量偏低，Fe、mg、K、na等常量元素和多数微量元素含量高于全国背景值。其原因是宝坻区地处九河下梢，大部分地势低洼，粘土分布面积大。本区粘土主要矿物成分为伊利石，富含Fe、mg、K等元素，而且强烈吸附多种微量元素；mo元素含量低于全国背景值，与mo元素地表环境下化学特征有关，在北方碱性土壤中其背景值较低；本区Hg元素背景值明显低于全国[7]，说明本区土壤Hg污染程度比全国要轻。
2.3土壤重金属污染现状调查
选择宝坻区污染程度相对较高，对人类健康影响较大的as、Cd、Cr、Cu、Hg、ni、pb、Zn作为土壤污染评价因子，以国家环保局1995年颁发的《土壤环境质量评价标准》（GB15618-1995）作为土壤污染评价标准值[8]。
as元素在表层土壤中不存在污染，表层土壤中as元素背景值区主要分布在史各庄-新开口-王卜庄-大钟庄以南地区，以北为尚清洁区，总体表现南部as元素含量比北部偏低。
土壤中Cd元素大部分为背景区或尚清洁区，背景区集中在史各庄-王卜庄-林亭口-大钟庄以南地区，总面积1400.61km2，占宝坻区总面积的92.80%，轻度污染土壤只分布在高家庄镇，总面积100.34km2，占宝坻区总面积的7.20%。
表层土壤中Cr分为背景区或尚清洁区，在牛道口-口东-周良以西为背景区，以东为尚清洁区。Cu元素分为背景区或尚清洁区，其中牛道口-口东-黄庄以东为尚清洁区，以西为背景区。Hg元素处于背景区或尚清洁区，其中尚清洁区集中在宝坻城关镇附近。ni元素在宝坻城关镇附近为轻度污染区，其余地区属背景区或尚清洁区，其中尚清洁区集中在牛道口-口东-大白庄以东。pb元素只在城关镇、高家庄镇零星地区存在轻度污染，其余地区为背景区或尚清洁区。Zn元素处于背景区或尚清洁区，其中背景区主要集中在牛道口-口东-牛家牌以西地区，以东属尚清洁区。
宝坻区土壤综合污染程度见宝坻区土壤重金属综合污染程度（图1）和宝坻区土壤重金属污染状况统计（表3）。
2.4特色农业区土壤营养元素含量特征
2.4.1林亭口“三辣”产品种植区辣椒、大蒜、大葱俗称“三辣”。辣椒对土壤质量要求不甚严格，砂质土、粘土和壤土均能生长，但以肥沃、排水良好的砂质土为宜。大葱、大蒜适宜在质地松散的砂质土或含有机质丰富的粘土中种植。大葱、大蒜的根系不发达，在土壤中分布浅，吸水、吸肥能力弱，对土壤湿度要求较高，因此土壤要保持湿润、富含有机质[9]。
宝坻“三辣”主要分布在林亭口镇，土壤为灰黑色中-重壤质湿潮土，在20～60cm深度夹一层腐殖质，可作为补充植物营养物质的备用库。土壤母质为冲积、湖积沙质粘土。
林亭口附近“三辣”产区土壤特征：土壤多种营养元素含量适中，土壤呈弱碱性，有效n∶p∶K=10∶2∶20，Cao∶mgo∶K2o=70∶100∶107；土壤阳离子代换量较高，保水保肥能力强，有后劲；箭杆河从西北向东南从该乡流过，地形在此变缓，从上游带来大量营养物质在此沉积；地势低洼，土壤湿润；土壤无盐渍化；水质好，水源有保证。
2.4.2牛道口绿色农产品种植区牛道口乡土壤为潮白河、河冲洪积砂质土及沙质粘土，土壤无盐渍化，本区为淡水区，地下水丰富，水质好，以种植小麦、玉米等旱田作物为主，并种植少量蔬菜。
本种植区土壤pH值一般为7.8～8.8，呈弱碱性，土壤阳离子代换量属中等水平。与宝坻区土壤元素平均含量比较，na、Si、pb、p等元素含量明显偏高；K、Zn、B、mo、Fe、Ca、mg、S等多种营养元素含量不足，土壤肥力水平偏低；土壤中Hg、Cd、Cr等污染元素含量低于国家绿色食品产地土壤质量标准，可作为绿色农产品种植基地。
2.4.3王卜庄特色农产品种植区本种植区土壤母质为冲积、湖沼积砂质粘土，低洼区为湖沼积粘土，本种植区为全淡水区，水源为河水和井水，排水条件较好，是“三辣”产品集中产区，也种植小麦、玉米、棉花等农作物。
本种植区土壤pH值8.0～8.8，为弱碱性-碱性，土壤阳离子代换量高，为25～30cmol・kg-1。土壤有机质、全n、全p丰富，K、Zn、mo等微量元素不足，n、p、K等营养元素比例基本合理，有毒有害元素含量低于国家绿色食品产地土壤环境质量标准。
2.4.4黄庄水稻种植区本种植区土壤母质为冲积、湖沼积粘质沙土，低洼区为湖沼积粘土，本区地势低洼，土壤为轻度-中度盐渍化。全区为淡水区，灌溉水源为河水，排水条件较好，以种植水稻为主。
本种植区土壤pH值8.0～8.4，为弱碱性；土壤阳离子代换量高，为20～30cmol・kg-1，保水保肥能力强。有机质、全n、全K、有效Fe含量中等，有效n、全p含量不足，肥力潜力较高，有毒有害元素含量低于国家绿色食品产地土壤环境质量标准，可作为天津市优质水稻生产基地。
参考文献：
[1]段喜贵，沈光银，贺学琴，等.1∶5万天津市宝坻区综合地质调查报告[R].天津华北地质勘查局核工业二四七大队，2011.
[2]王立艳，潘洁，于彩虹，等.天津滨海盐碱地土壤含盐量测定方法的研究[J].天津农业科学，2011，17（5）：40-43.
[3]天津市地质调查院.天津市国土农业环境地球化学调查报告[R].天津市地质调查院，2003.
[4]张国新，王秀莲，刘艳辉，等.河北滨海区土壤养分状况分析评价[J].天津农业科学，2012，18（3）：59-62.
[5]刘全，刘增效，张学斌，等.1∶25万天津市幅区域地质调查报告[R].天津市地质调查院、河北省地质调查院，2005.
[6]高伟，朱静华，高宝岩，等.天津设施蔬菜不同种植年限土壤及地下水养分特征[J].华北农学报，2010，25（2）：206-211.
[7]洪春来，贾艳博，杨肖娥，等.农业土壤中Hg的生物地球化学行为及其生态效应[J].土壤通报，2007，38（3）：590-596.
[8]刘文辉，吴永强，李春亮，等.兰州-白银地区农业土壤环境质量评价[J].物探与化探，2011，35（3）：382-387.
土壤的本质特征篇2
【摘要】目的研究土荆芥生长土壤地球化学特征，为土荆芥gap管理提供环境因素的依据。方法通过对地道药材土荆芥生长环境的实地调查，并采集其生境土壤样品进行元素分析及研究适宜的肥力条件。结果土荆芥适宜生长土壤为中性或弱碱性沙质土壤，其生长土壤肥力较高，而且分析发现其中al2o3，k2o，ni，zn，rb，ba的含量明显高于福建省及全国土壤中的平均值，含有丰富的微量元素，na2o，k2o含量高于非生境土壤，而al2o3，fe2o3，cao，tio2低于非生境土壤，且土荆芥对p、ca有选择性的富集作用。结论土壤的地球化学特征对土荆芥的生长有影响。
【关键词】土荆芥；土壤；地球化学特征
土荆芥为藜科植物土荆芥chenopadiumambrosioidesl.带有果穗的干燥全草，为一年生或多年生直立草本，为常用苗药，主要分布于我国的中南、华东和西南等地，通常生长在村落周围的山坳、道路及河岸两侧，福建、广东是我国土荆芥生长的主要地区。www.133229.com土荆芥具有驱风除湿、驱虫、通经、止痛之功效，主治肠道寄生虫病，外用治湿疹、脚癣，并能杀蛆和驱除蚊蝇［1］。现代医学研究表明，小剂量的土荆芥叶的水醇提取物具有明显的抗肿瘤作用，对人体内的结核杆菌生长有抑制作用，对抗真菌则有良好的抑制作用［2，3］。文献报道［4］，不同产地土荆芥中黄酮成分的含量有一定的差异，表明环境因素对土荆芥的生长有一定的影响。植物生长、形态和品质好坏的因素不仅是气候条件，更重要的是地质环境、土壤营养元素组成、含量及其存在形态。土壤中元素与植物生长和人体健康有密切的关系［5～7］。由于成土因素和过程的不同使每种土壤具有自身的理化和地球化学特征，也就形成了特有的土壤生物作用，而土壤矿质元素作为植物的营养库，它们对植物的生长发育，产量，初生和次生代谢产物的种类数量均有很大的影响，所以研究道地药材生长的环境因素，首先要研究支持它们赖以生存的土壤的理化性质及其地球化学特征。目前，关于土荆芥化学成分及药理作用方面的研究较多，而关于其生长的环境因素及其地球化学特征方面的研究未见报道。作者选取土荆芥主要生长区——福建、广东地区生长的土荆芥，对其生境土壤地球化学基本特征（矿物组成，理化性质等）进行了研究，旨在为其规范生产，gap管理提供科学依据。
1材料和方法
1.1研究区概况
福建、广东位于我国东南沿海，隔台湾海峡与台湾省相望。样品采自福建省、广东省中亚热带季风性湿润气候及南亚热带海洋性季风性湿润气候2个不同自然地带，福建漳州、广东汕头属南亚热带海洋性季风性湿润气候区，位于东经116°14′～118°08′、北纬23°02′～25°15′。光热资源丰富，雨量偏少，受台风影响显著为本带气候的3个主要特征，年平均气温19～22℃，平均最低气温在0℃以上，年日照时数1800～2500h，年雨量约1000～1600mm，阳光充足，无霜期长，冬无严寒，地貌类型以花岗岩丘陵及冲击平原为主，由于背靠大山，又有许多支脉伸向海边，紧靠北回归线，以及地形上的特点，来自西北和东北方向的冷气流对本区影响轻微，加之地势相对开阔平坦，利于充分接受光照。这种地貌空间结构，宜于避寒、避风，是多种热作的理想种植地，农作物年可3熟。
福建三明地区位于东经116°22'～118°39'、北纬25°30'～27°07'，地处闽江流域上游，正好介于闽西北武夷山脉与闽西南戴云山脉之间，该地区属中亚热带季风性湿润气候，平均海拔高，地势起伏大，山地丘陵占绝对优势，盆谷比重较小，光照资源较漳州、汕头差，但水分资源丰富，气候垂直变化显著，四季分明，冬季长1～4月有霜雾及结冰现象，夏季长3～5个月，气温高，盆谷内常出现酷暑天气，年平均气温15～20℃，日照时数1600～2000h，耕作制度以一年二熟为主，水资源丰富，年平均降水量1500～2200mm；基本上为多水带或丰水带。
研究区属华南低山丘陵区，植被茂盛，土层较深厚，土壤类型主要为红壤、黄壤，还有黄棕壤、水稻土等，一般呈酸性，铁铝氧化物含量很高。成土母质主要为岩石（花岗岩，火山岩等）风化的产物，是土壤矿物质和植物营养的最初来源，是土壤形成的物质基础，它影响着土壤的发育方向和肥力状况。
1.2样品采集分析方法
样品采自福建漳州（zzsj）、三明（smsj），广东省汕头（stsj）土荆芥生境根际的土壤及其药材，采用随机多点采样法，收集根际土壤时先除去表面土壤，然后采用抖落法收集根际土壤，充分混合，用4分法缩分，为了进行土壤元素比较，同时采集500m以外（或附近山坡）无土荆芥生长的非生境土壤样品，分别为福建漳州（zzfsj）、三明（smfsj），广东汕头（stfsj）作为对照。样品在室内自然风干，去除石块﹑植物根茎等杂质。
1.3土壤理化分析方法
1.3.1ph值电位法测定，土壤样品过10目尼龙网筛，水土比为1∶1。
1.3.2土壤颗粒组成采用ms2000型激光粒度分析仪测定。
1.3.3土壤元素分析土壤样品用玛瑙研钵研磨样品至200目以下，利用日本3080esx射线荧光光谱仪对土壤样品中的常量元素al2o3，sio2，mgo，cao，na2o，k2o，fe2o3等组分及微量元素zn，sr，ba，ni，cu，pb，v等进行了全量分析，元素分析在中国科学院兰州地质所国家重点实验室分析测试中心完成。1.3.4土壤营养物质分析采用常规分析方法。土壤阳离子交换采用醋酸铵法；土壤盐基饱和度采用氯化钾法；土壤速效钾采用火焰光度法；土壤有机质采用重铬酸钾法；土壤速效磷采用氢氧化钠（碳酸氢钠）浸提－钼锑抗比色法。
1.3.5土荆芥药材黄酮类成分含量测定采用日本岛津lc20a高效液相色谱仪测定。
2结果
2.1土荆芥生境土壤与非生境土壤质地与理化特性分析
2.2.1土壤ph
ph值是土壤重要的基本性质，直接反映了土壤溶液中氢离子和氢氧根离子的相对浓度，是土壤中影响范围极为广泛的一个化学指标，它是土壤中各种养分的存在状态，有效性和土壤中生物过程，土壤微量元素含量分布的重要影响因素［8，9］。由表1可知土荆芥生长的土壤为中性至弱碱性，其不同生长区生境土壤的ph值比较接近，分别为7.63，7.20，6.77，而非生境土壤ph值相差较大，分别为4.55，5.95，6.65，为中性至酸性。表明土荆芥适宜在ph值中性至弱碱性的土壤中生长。
2.2.2土壤肥力及盐基饱和度（bs）
从表1中可以看出土荆芥生境土壤肥力均较高，其有机质，速效钾，速效磷比较高，阳离子交换量(cec)均＞10cmol/kg，福建漳州的稍高，为20.473cmol/kg，广东汕头的略低，为11.070cmol/kg。而非生境土壤阳离子交换量略低，福建三明非生境土壤对比样仅为7.309cmol/kg。土荆芥生境土壤盐基饱和度接近且较高，均在85％以上，而非生境土壤肥力相差较大，福建三明非生境对比样速效磷仅为1.48mg/kg，且盐基饱和度为35.56％。说明土荆芥适宜于较高盐基饱和度的土壤。
2.2.3土壤肥力与药材质量关系的比较
土壤作为生态环境中最为重要的一部分，其肥力状况直接决定了土荆芥的生长、品质、初生和次生代谢产物的形成。由表1及表2可以看出福建三明土壤有机质、速效钾、速效磷等肥力较高，其黄酮类化合物的含量也较高。福建漳州与广东汕头生态环境，气候条件，土壤肥力相近，其黄酮类化合物的含量也接近。表明土荆芥在生长过程中土壤因素是保证其质量的主要因素之一。表1土荆芥土壤样品理化特性（略）表2药材样品黄酮含量测定结果（略）
2.2.4土壤颗粒组成土壤颗粒组成在植物生长，土壤的利用中具有重要意义，直接影响土壤水、肥、气、热的保持和运动，并与植物的生长发育有密切的关系。植物生长的土壤砂粒过多易漏水漏肥，土壤黏粒过多持水性强，透水性差，研究区雨量充沛，若黏粒过多易烂根。对土荆芥土壤机械组成研究，由表1可知，土荆芥生境土壤质地以砂质壤土为主，砂砾较多，泥质，粉沙质，矿物质并存，不但带给土壤较丰富的矿质元素，而且使土壤质地适中，通透性好，多种元素有效性高，有利于植物生长。而非生境土壤机械组成相差较大，福建三明非生境对比样黏粒含量较高＞30％。研究表明含砂砾较多的砂质壤土有利于土荆芥生长。
2.3土荆芥生长土壤地球化学特征
2.3.1土荆芥生境土壤与非生境土壤元素比较土壤大量营养元素，微量元素是研究土壤环境质量的重要特征，也是土壤农业地球化学评价的主要指标［10］。由表2可知，土荆芥生境土壤样品中元素的含量特征，土荆芥生境土壤中常量元素主要以al、si为主，二者含量之和达70％以上。al2o3，k2o，mg0，cao显著的高于福建土壤中的平均值，fe2o3，tio2接近于福建土壤中的平均值。与全国土壤中元素含量相比，al2o3，k2o，fe2o3的含量明显高于全国土壤中的平均值；na2o，cao低于全国土壤中的平均值。生境土壤中na2o，k2o均高于非生境土壤中的含量，al2o3，fe2o3，cao，tio2显著低于非生境土壤中的含量。生境土壤中微量元素ba，zn，zr，rb，mn等元素含量较高。其顺序为ba﹥mn﹥zr﹥zn﹥rb，其中ni，zn，rb，ba明显高于福建省及全国土壤中的平均值；co，cr，cu接近福建省及全国平均含量。sr明显高于非生境土壤中的含量。v，cr，co，ni，cu显著低于非生境土壤中的含量。
研究结果表明土荆芥生境土壤与非生境土壤元素特征有一定差异，从我国土壤区域的划分研究区均属于硅铝区域，但其地球化学特征还有较大的差异，造成这种差异的主要原因是其成土母质和成土过程不同，这种差异是土荆芥道地性形成的主要土壤生态因子，表明研究其地球化学特征具有一定的意义。
2.3.2药材与土壤中元素相关性分析
从表3中可看出土荆芥药材中p，zn，mn，ca的含量较高，尤其是p、ca元素含量高，而土荆芥生境土壤中p、ca的含量接近或相对低于非生境土壤，土荆芥药材对p，ca具有富集作用，p，ca平均吸收系数分别为3.4478，2.4026。表明p，ca对土荆芥的生长具有相关性，这种对部分元素的依赖是土荆芥生长的重要特征之一。表3土荆芥根际土壤样品中元素的含量特征（略）
生命的生长发育过程中，矿物元素起着重要的作用。如钾具有促进植物体内代谢，提高植物抗病能力，提高光合作用强度，加强碳水化合物的合成与运输，以及能促进植物对氮素的吸收，加速含氮化合物的形成等都有重要作用，土壤中的钾主要来源于土壤母质中钾矿物的分化，分解，释放，铁是形成叶绿素必需的成分，土壤缺铁，则叶呈淡黄色，甚至白色，铁对植物呼吸作用和代谢过程有重要作用；锌在植物叶绿素及糖类形成过程中是必不可少的，是某些酶的组成部分；磷是植物生长重要元素之一，磷能促进植物生殖器官的形成，保持优良的遗传特性，增强植物的抗旱，抗寒，抗病能力，对细胞的分裂和分生组织的发展，以及对糖，脂肪，蛋白质等物质的形成和转换有重要作用。磷在近中性的微酸性到微碱性的范围内，其有效性较高，该土壤为中性至微碱性土壤，磷的有效性较高，其土壤中钾，锌等含量较丰富，这些因素是土荆芥生长的必要条件。
3结论
土荆芥生长的适宜ph值为6.5～8，属中性偏弱碱性土壤。生长土壤质地为通透性良好的含有少量黏土的砂质壤土。
土荆芥适宜于85％以上较高盐基饱和度的土壤。有机质1.38～3.71％，速效磷111.9～242.8mg/kg，速效钾109.5～168.8mg/kg肥力较高的土壤中，有利于土荆芥生长及其有效成分的积累。
土荆芥对p，ca具有选择性富集作用，其生长土壤中大量元素na2o，k2o，cao，p的含量应较高，这种同一基因植物对元素吸收的差异，以及生态环境，气候条件，土壤肥力相近，其有效成分黄酮类化合物的含量也接近。提示外因—地球化学作用对其生长、有效成分的积累具有重要的意义。
只有在上述条件有机的结合在一起，形成其特有的生态系统才有利于地道土荆芥的生长，因此对药用植物进行规范生产，gap基地建设与管理，不仅要研究药材有效成分含量，还应对其生长的生态环境，尤其对其赖以生存的重要因子之一——土壤进行研究。
致谢：在土荆芥样品采集的过程中，福建省将乐县万安卫生院的官瑞医生给予了热情的帮助，特此表示衷心的感谢。
【参考文献】
1］林泉，王景祥，范文涛，等.浙江植物志［m］.杭州：浙江科学技术出版社，1982:182.
［2］nascimentofrf,cruzgv,pereirapvs,etal.asciticandsolidehrlichtumorinhibitionbychenopodiumambrosioidesl.treatment［j］.lifesciences，2006，78:2650.
［3］lalln,meyerjjm.invitroinhibitionofdrugresistantanddrugsensitivestrainsofmycobacteriumtuberculosisbyethnobotanicallyselectedsouthafricanplants［j］.journalofethnopharmacology,1999,66:347.
［4］刘志红，庄世和，宋之光.hplc测定土荆芥药材中槲皮素、山柰素、异鼠李素含量［j］.中草药,2008，39(增刊):123.
［5］范俊安，易尚平，张爱军，等.川产道地药材受gbs制约效应［j］.中国中药杂志，1996，21(1):12.
［6］朱定祥，倪守斌.地道药材的生物地球化学特征研究进展［j］.微量元素与健康研究，2004，21(2):44.
［7］龚子同，黄标，欧阳洮.我国土壤地球化学及其在农业生产中的意义［j］.地理科学，1998，18(1):1.
［8］周启星.健康土壤学－土壤健康质量与农产品安全［m］.北京:科学出版社，2005：114.
土壤的本质特征篇3
【关键词】有机质；pH；城乡交错带；耕地；地理信息系统
城乡交错带是位于城市建成区与周边农村之间，由城乡要素相互渗透耦合而构成的过渡地带，其耕地数量和质量是保障城市农产品有效供给和生态安全的基本条件。城市经济建设的发展导致交错带内农业用地特别是耕地不断被非农业用地侵占[1]，使得城乡交错带成为土地利用问题最多、人地矛盾最尖锐的地区[2]。研究这一特殊区域的耕地利用问题，对合理高效利用有限的耕地资源、促进城乡统筹发展、协调人地关系具有重要意义。
吉林市是吉林省第二大城市、长吉图开发开放先导区的直接腹地和重要节点，同时也是国家重要的粮食主产区和商品粮基地，城乡交错带内城市发展与耕地保护之间矛盾尤为突出。本文以吉林市城乡交错带为研究对象，利用“3S”技术对衡量耕地质量的重要指标――pH和有机质近30年间的时空变化特征进行分析，并在此基础上对城市化对耕地质量演变的影响m行了初步探讨，以期丰富和促进城乡交错带耕地利用研究的理论和方法，为该区域耕地资源的合理利用提供科学依据。
1研究区概况
吉林市位于吉林省中部偏东，全市土地面积27120km2，其中耕地面积3959km2。本文以吉林市郊区紧邻城市建成区的8个乡镇（街道）范围为研究区域，该区内耕地土壤类型主要以水稻土、白浆土、暗棕壤、新积土为主，共占耕地土壤面积的95%。土壤分布自南向北呈规律性变化：南、东南部以暗棕壤为主；西部分布白浆土；北部分布水稻土；沿江两岸新积土。
2数据来源与方法
主要数据包括：吉林市1982年LandsatmSS和2012年landsat7etm遥感影像；第二次土壤普查（1982年）及耕地地力调查评价（2012年）土壤采样点数据。对研究区两期遥感影像进行处理分类得到土地利用类型图，划定两个年代的城市建成区与城乡交错带空间范围。对两期土壤采样点进行克里金插值得到pH值和有机质空间分布图。两期空间分布图相减得到1982～2012年时空变化图。根据研究区特点划分有机质、pH及其变化级别，其中pH变化在-0.3～0之间为基本不变（自然波动和测量误差引起）[3]，超出这个范围则表示土壤pH已经发生实质性变化。以2012年城市建成区为中心，每1km为增量半径向外拓展生成等距梯度带，对各梯度带所包含耕地的pH和有机质平均值与距中心城区距离进行回归分析，进而分析由城市建成区向远郊乡村方向上耕地土壤pH和有机质空间分布格局及演变的梯度变化特征。
3结果与分析
3.1耕地土壤pH时空变化
1982年吉林市城乡交错带内耕层土壤pH值平均值为6.19。土壤pH值为弱酸性的耕地面积最大，所占比例为88.27%。2012年土壤pH值平均值为5.69。土壤pH值为中酸性的耕地面积最大，所占比例为79.79%。近30年来耕地土壤pH平均值降低0.5个单位，83.81%的耕地pH值降低（图1-b），城乡交错带内耕地土壤酸化趋势明显。pH降低幅度较大的区域主要集中在城市建成区周围，降幅都超过了0.6个pH单位。远郊除西北部有部分耕地pH降幅较大，其它地方变化较小（图1-a）。总体来看，表现出明显的近城区pH降幅大，远城区pH降幅小的城乡过渡特征，城市建成区周围耕地土壤酸化严重。自然状态下土壤pH每下降一个单位需要上百年甚至更长的时间[4]。根据吉林省耕地地力评价结果，30年来吉林省暗棕壤、白浆土pH平均值降低0.2个单位，水稻土pH上升0.1个单位。吉林市城乡交错带耕地土壤酸化速率远高于自然及全省平均水平，且变化的空间格局具有明显城乡过渡特征，说明城市化进程加速了耕地土壤酸化过程。
现代工业的迅猛发展、不合理的农业生产方式及酸雨是导致土壤酸化的主要原因。吉林市大气降水pH基本呈中性且年际变化小[5]，降水不是吉林市郊区土壤酸化加速的主要原因。30年间吉林市城市规划发展方向为工业用地主要向北发展、新建城区主要向南部扩张。以化工业为主的哈达湾与龙潭工业区均位于城市北部，工业企业分布较集中，多年来工业“三废”污染严重，造成城市北部近郊耕地持续酸化。吉林市盛行风向为西南风，由于大气的漂移和扩散作用，北部工业大气污染对交错带其他方向亦有不同程度影响。新建城区向南部扩张造成南部人口膨胀，对蔬菜等农副产品需求量增加，在城市近郊许多农田改为蔬菜地或大棚保护地后由于不合理施用酸性肥料、土地复种指数增加导致南部近郊土壤酸化严重。针对耕地现状，今后应加大力度对北部工业“三废”排放进行管理与控制，同时针对酸化严重区域通过使用石灰、钾硅肥等土壤调酸剂改善土壤酸化情况。
土壤的本质特征篇4
关键词：耕层土壤；微量元素；空间变异；Kriging插值
中图分类号：S158文献标识号：a文章编号：1001-4942（2017）07-0081-05
abstractinthispaper，thespatialvariabilitycharacteristicsofavailablemicroelementsinfarmlandsoilsinwendengDistrictofweihaiCitywerestudiedbymeansofgeostatisticsandarcGiS.theresultsofstatisticalanalysisshowedthattheavailableB，Fe，mn，CuandZnaccordedwiththelogarithmicnormaldistribution，andthecontentsoftraceelementswereallwithinthenormalrange，butthetotallevelwaslower.thevariationcoefficientsofsoilmicroelementshadgreaterdifferencesandthedistributionwasnotbalanced.theavailableFe，mn，ZnandCubelongedtomoderatedegreeofvariation（10%～100%），whiletheavailableBbelongedtolowdegreeofvariation（
Keywordsplowlayersoil；traceelements；Spatialvariability；Kriginginterpolation
微量元素是土壤的重要m成成分，是表征土壤质量的重要因子[1]，虽然在土壤中含量比较低，但对作物正常生长影响广泛，有重要探究意义。近年来，许多国内外学者对土壤微量元素进行了多方面探究，基于地统计学的内插方法能够更好地反映微量元素的空间分布特征，推动对微量元素空间异质性研究探讨，比如徐尚平等[2]用克里格法分析了内蒙地区土壤微量元素的空间结构，发现母质和以土类为代表的表生地球化学作用是影响分布模式的主要因素。张庆利等[3]对城郊蔬菜基地、赵彦峰等[4]对城乡交错区分析耕层土壤有效微量元素空间分布的影响因素认为，有效锌和有效铜的含量主要受人类活动影响。农业生产中施用的氮、磷肥等将导致土壤-植物系统中微量营养元素的失衡，从而引起微量元素的缺乏[5]。
本文在前人对文登区研究的基础上，结合文登区土地类型、地形、利用现状等因素分析了土壤有效态微量元素的空间分布规律，有效弥补了文登区土壤养分分析的不足，以更全面直观地了解文登区微量元素分布现状，有助于精准施肥，因地制宜，对农业生产有重要指导意义。
1材料与方法
1.1研究区概况
文登位于山东半岛东部，在北纬36°52′～37°23′、东经121°43′～122°19′之间。西阻于昆嵛山，与烟台市牟平区和乳山市相接，北连威海市环翠区，东邻荣成市，南濒黄海。总面积1645km2，海岸线155.88km。全市土地总面积161461.77hm2，农用地占土地总面积的74.90%。文登位于新华夏系第二隆起的东部，总的地质特点是：地质简单，岩浆岩分布广泛，构造不太发育。全境两侧高，中间低，北部高，南部低，像一个簸箕，口向南，伸向黄海。境内地形复杂，丘陵起伏，沟壑纵横，平原沿河谷两岸及滨海地区呈带状展布。山地占总面积19%，丘陵占58.4%，平原占22.6%。文登地处北温带，属大陆性季风气候，四季分明。降水分布不均，夏季较为集中，春秋季降水偏少，常发生干旱。根据全区第二次土壤普查资料，全区土壤有6个土类，10个亚类，14个土属，97个土种，179个变种。棕壤是全区主要土壤类型，分布于各地，可利用土地面积13.15×104hm2，占可利用总面积的83.59%。
1.2研究方法
1.2.1样品采集与分析2011年9月（作物收割后）进行耕层土壤（0～20cm）的取样，以威海市文登区土地利用现状图为基础图件，结合研究区实地情况，根据均匀布点原则并进行实地采样，采取多点混合和四分法采集0～20cm耕作层土壤，用手持GpS定位采样点，共布设2387个土壤采样点，经筛选选取1086个采样点（图1）。
土壤有效铁的测定采用邻二氮菲分光光度法[6]；有效锌、锰的测定采用Dtpa浸提-原子吸收分光光度法[7]；土壤有效硼通常是指以沸水提取的硼，用甲亚胺比色法测定；有效铜采用火焰原子吸收分光光度法测定。
1.2.2数据处理与统计分析利用SpSS19.0对数据进行K-S检验和一般描述性统计，剔除原始数据中的异常值后，如不符合正态分布，需进行对数转换。利用GS+7.0和arcGiS10.0软件互相辅助对数据进行半方差分析和拟合，依据变异函数理论模型参数，选取最优拟合方法，在地统计模块中进行普通Kriging插值，生成微量元素空间变异分布图。
半变异函数的理论模型可用来分析土壤理化性质空间变异的随机性和结构性，它是地统计学特有的工具和分析的基础[8]。变异函数是研究空间变异的关键函数[9]，该函数为：
r（h）=12δ2[Z（x+h）-Z（x）]。
式中：h―样本间距；Z（x）―在位置x处的数值；Z（x+h）―在距离x+h处的数值[10]。
实际工作中区域化变量的变异性往往很复杂，它可能在不同的方向上呈现不同的变异性，或者在同一方向上包含着不同尺度的多层次的变异性。
2结果与分析
2.1土壤有效态微量元素的统计分析特征
土壤有效态微量元素指标的描述统计结果见表1。按照全国第二次土壤普查养分分级标准，文登区土壤有效态微量元素含量差异较大，有效Fe、mn、Cu、Zn、B含量的变化范围分别为2.02～9.32、1.63～8.52、0.03～0.94、0.01～0.72、0.10～0.26mg/kg，其平均含量分e为4.26、4.35、0.31、0.22、0.24mg/kg，其中有效mn的平均含量最高，有效Zn的平均含量最低。按照山东省土壤有效态微量元素分级标准，从平均含量来看，有效态Fe处于低等水平（2.5～4.5mg/kg），有效mn处于低等水平（1～5mg/kg），有效Cu处于中等水平（0.2～1.0mg/kg），有效Zn处于低等水平（
2.2土壤有效态微量元素空间异质性特征分析
块金值也叫块金方差，反映的是最小抽样尺度以下变量的变异性及测量误差，表示随机部分的空间异质性。块金值与基台值的比值为空间相关度，表示可度量空间自相关的变异所占的比例，表明系统变量的空间相关性的程度。如果比值75%说明空间相关性很弱。如表2所示，各个微量元素块金值/基台值均小于25%，说明具有强烈的空间相关性，说明在该研究区内，受人为因素（耕作、施肥、种植制度等）的影响较小。由表2可知，土壤微量元素的半方差函数拟合效果最优，有效Fe、mn、Cu、Zn用指数模型拟合效果最优，有效B用球状模型拟合效果最优。
2.3土壤有效态微量元素含量的空间局部插值分析
空间插值分布图可以更直观地体现土壤微量元素含量的变化，为便于全面、直观地揭示土壤微量元素的空间分布规律，在arcGiS10.0中，对各个微量元素采用普通Kriging插值（图2）。中部低山丘陵区有效Fe含量较高，在6.0mg/kg以上，中南部边界地带有效Fe含量最低，且有区域性特征，基本在小观镇范围内，土地利用类型是菜地和果园。有效mn的分布特征与有效Fe有一定的相似性，环绕在铁元素密集区周围。有效Cu在北部山区、中北部圣经山以及中南部低山丘陵一带较为集中。有效Zn和有效B地域差异不明显，分布较为细碎化，说明受人类活动、地形和土地利用类型影响比较少。张忠启等[12]研究了江苏省沛县土壤全氮空间变异性，土壤类型对土壤全氮含量有着重要影响，成土母质是影响空间分布的重要因素。微量元素空间分布较为复杂，产生这种现象的原因主要与研究区的成土母质有关，成土母质是影响微量元素含量和空间分布的首要因素[13]，文登区成土母质大部分为酸性岩风化物，土壤代换量平均在6.5cmol/kg土，保肥能力弱。
3讨论
通过对文登区土壤有效态微量元素的分析，应从以下两个方面加强研究：
（1）全面统计微量元素的空间信息，利用arcGiS空间分析功能，结合土地利用现状、类型、地形、气候等相关数据，整合土壤有机质与氮磷钾大量元素信息，进行土壤养分综合分析，提高插值精度，为进一步开展文登区土壤监察与改良提供理论依据。
（2）文登区土壤有效态微量元素含量均在正常范围之内，总体偏低，施肥是土壤养分补给的重要来源，在施肥过程中土壤微量元素也会产生动态变化，应根据不同乡镇农业农村经济发展阶段和科学施肥水平，因地制宜加快配方肥推广，绿色防控，逐步淘汰高毒、高残留化学农药应用，规范化、标准化使用化学投入品，不断改良土壤，使土壤养分达到生态平衡，改善缺乏现状，助力农业生产。
4结论
本研究运用经典统计学和地统计学的方法，借助GS+软件辅助调参，运用克里格内插的方法分析了威海市文登区耕层土壤微量元素空间变异特征，主要结论如下：
（1）统计分析结果表明，有效B、Fe、mn、Cu和Zn符合对数正态分布，土壤中有效态微量元素含量均在正常范之内，总体偏低，有效Cu处于中等水平，其他元素均处在低等水平，处于普遍缺乏状态。土壤微量元素的变异系数差异较大，分配不均衡，有效Fe、mn、Zn、Cu均属中等变异程度（10%～100%），而有效B属低等变异程度（
（2）利用普通Kriging插值方法，在半变异函数拟合模型基础上，分析了土壤有效态微量元素的地统计特征，文登区土壤微量元素含量空间变异具有各向异性，块金值/基台值均小于25%，具有强烈的空间相关性，说明在该研究区内，受人为因素的影响较小。有效态元素Fe、Cu、mn和Zn用指数模型拟合较好，有效B用球状模型拟合较好。
（3）通过制作该区域土壤微量元素含量的空间局部差值图，分析了其空间分布规律。中部低山丘陵区有效Fe含量较高，中南部边界地带含量最低，且有区域性特征，有效mn的分布特征与有效Fe有一定的相似性，有效Cu在北部山区、中北部圣经山以及中南部低山丘陵一带较为集中，有效Zn、B地域差异不明显，分布较为细碎化。
参考文献：
[1]王学军，邓宝山，张泽浦.北京东郊污灌区表层土壤微量元素的小尺度空间结构特征[J].环境科学学报，1997，17（4）：412-416.
[2]徐尚平，陶澍，徐福留，等.内蒙土壤微量元素含量的空间结构特征[J].地理学报，2000，55（3）：337-345.
[3]张庆利，史学正，黄标，等.南京城郊蔬菜基地土壤有效态铅、锌、铜和镉的空间分异及其驱动因子研究[J].土壤，2005，37（1）：41-47.
[4]赵彦峰，史学正，黄标，等.工业型城乡交错区农业土壤Zn的空间分异及其影响因子探讨――以无锡市为例[J].土壤，2006，38（1）：29-35.
[5]洪松，郑泽厚，陈俊生.湖北省黄棕壤若干微量元素环境地球化学特征[J].土壤学报，2001，38（1）：89-95.
[6]马鄂超.第三讲土壤养分测定（二）[J].新疆农垦科技，2006（1）：59-60.
[7]钟育均.邻二氮菲分光光度法测定土壤中的铁[J].广东化工，2010，37（3）：184-187.
[8]刘爱丽，王培法，丁园圆.地统计学概论[m].北京：科学出版社，2012：5.
[9]徐国策，李占斌，，等.丹江中游典型小流域土壤总氮的空间分布[J].地理学报，2012，67（11）：1547-1555.
[10]徐建华.现代地理学中的数学方法[m].北京：高等教育出版社，2002：112.
[11]国家环境保护局.GB15618―1995土壤环境质量标准[S].北京：中国标准出版社，1995.
土壤的本质特征篇5
关键词：湿地环境；土壤动物；群落；研究；进展
1引言
土壤动物是指其生活中有一段时间定期在土壤中渡过，而且对土壤有一定影响的动物[1]。土壤动物是土壤生态系统中不可分割的组成部分，在分解生物残体，改变土壤理化性质，土壤形成与发育，生态系统物质循环与能量流动等方面发挥着重要作用[2]。国外学者对土壤动物的关注比较早，对不同土地利用类型下土壤动物的影响也进行了很多研究[3，4]，国内学者关于土壤动物的研究虽然晚于国外，但也做了大量的研究，主要集中在森林[5～7]、农田[8～10]和草地[11～13]等。
湿地是分布于陆地生态系统和水生生态系统之间具有独特水文、土壤、植被与生物特征的生态系统[14]。湿地是地球上有着多功能、富有生物多样性的生态系统，是人类最重要的生存环境之一。随着湿地生物多样性及其功能逐渐被人们关注，学者针对不同类型的土壤动物进行了相关研究，主要包括湖泊、河流、沼泽、人工及滨海湿地等类型[15～19]。笔者就湿地生态系统下土壤动物的研究相关性文章进行综述，并在此基础上提出了展望。
2国内外有关湿地环境下土壤动物的研究
湿地研究起源于湖沼学和沼泽学。据资料记载，湿地研究最早起源于对捕鱼、采盐和泥炭的研究和利用上。国外学者对湿地的研究最早可以追溯到17世纪，随着湿地研究的进展，近年来湿地研究内容增多，领域也不断扩大，如湿地生物结构、功能与多样性，湿地生态系统的生态过程等等。对土壤动物方面，如湿地水文对土壤动物的影响[20，21]，湿地不同植被下土壤动物群落的研究[22～24]。
我国湿地面积占世界湿地面积的10%左右，其中包括沼泽、湖泊、滩涂、盐沼地等，是人们赖以生存和发展的重要资源与环境之一。我国湿地研究起步晚于国外，但针对湿地环境下的土壤动物也进行一些研究，且具有明显的区域性。如大兴安岭冻土湿地地区下土壤动物群落结构以及与低温的关系[25，26]；洞庭湖湿地地区[27～29]对退田还湖即人为干扰下土壤动物的探究；黄河三角洲湿地[30～33]和拉萨河流域湿地[34，35]对不同植被覆盖下的土壤动物分布调查；青海环湖地区[36，37]和三江平原湿地[38～41]从土壤动物的功能类群上来探讨湿地土壤动物，太湖沿岸湿地[42]从土壤理化性质的角度出发对土壤动物群落结构进行探究。
3湿地环境对土壤动物生态特征的影响
3.1土壤动物的数量、类群和分布
土壤动物的种类数量分布受外界条件影响很大，地带和地区性差异显著。土壤动物的水平分布具有不均匀性，土壤动物在垂直分布上，具有表聚性特征，即土壤动物的个体数、类群数和多样性随着土壤深度的加深而呈现出递减趋势。
武海涛等[39，43]对三江平原典型乌拉苔草-毛苔草湿地和三江平原湿地岛状林土壤动物进项研究，分别发现土壤动物隶属5门11纲24目，优势类群有柄眼目、真螨目、鞘翅目成虫和线虫；隶属4门9纲24目，优势类群为线虫和膜翅目。研究显示在湿地生境相同的区域内，不同植被类型区土壤动物的群落结构存在着显著差异，同时植被对于湿地的恢复起到有效的作用。如王天乐等[44]对北京西卓家营退化湿地恢复1年后的土壤动物节肢动物群落进行调查，共发现3226只，隶属4纲19目36科，湿地恢复区内各样地的类群数和个体数均比为未恢复的荒滩样地中的高；各样地土壤节肢动物个体数从多到少依次为：蒙桑、沙棘、灌木柳、杏树、紫穗槐、荒滩。
王立龙等[45]对旅游人类活动干扰下太平湖国家公园湿地土壤动物分布的研究，发现大型土壤动物的数量在白鹭洲（349只）、猴岛（375只）、营盘山（532只）和吴家洲（732只）差异较大，这是由于4个样地受人类旅游活动干扰强度不同所造成的。LiangChang等[46]对三江平原第二沼泽地水稻栽培下土壤动物弹尾目影响研究，分析显示在农业管理水稻的栽培下，湿地土壤中弹尾目的密度急剧下降。向昌国等[47]对太湖地区不同施肥处理下的稻田进行蚯蚓群落调查，长期化肥配施有机肥提高了蚯蚓的种类和数量，相反，长期单施化肥致使蚯蚓一些稀有种消失。
3.2群落多样性
生物多样性是群落生物组成结构的重要指标，反映群落内物种的多少和生态系统食物网的复杂程度，从而反映各生境间的相似性及差异性[48]。由于湿地生境下的植物具有多样性，所以不同植物群落下的土壤动物群落多样性存在巨大的差异。如候本栋等[33]对黄河三角洲不同演替阶段湿地土壤线虫群落多样性调查，各样地多样性指数为白茅群落>柽柳群落>翅碱蓬群落>光板地，随着植被的进展演替，土壤线虫群落的多样性逐渐增加。廖庆玉等[19]研究发现，海南东寨港红树林地区，土壤原生动物在不同生境下多样性指数存在差异，分别为天然红树林>人工红树林>裸滩。
付秀芹等[27]对洞庭湖湿地土壤动物的研究，根据2001调查结果表明，凡是受人类活动（耕作、农药和化肥等）干扰较小或减少的生态系统（如林地和青山垸内退田还湖后放弃的菜地和农田），土壤动物多样性指数较高。王力广等[29]于2004年对洞庭湖地区的土壤动物调查，在黑杨-苔草-菜地单退垸以林地为主，植被覆盖较好，且生境情况复杂，因而多样性指数最高；水稻田由于较多人为干扰以及生境情况单一等原因，导致多样性较低。这说明洞庭湖区实施的退田还湖工程，土地利用方式的改变，人为干扰相对较少，影响了土壤动物多样性。
3.3影响因素
土壤动物是湿地生态系统的重要组成部分，其生态特征要受到湿地周围复杂多变环境的影响，如土壤理化性质（土壤温度，湿度，容重，透水性，氮含量，磷含量，pH值等），植被结构，人类干扰等等，这些因素构成土壤动物栖息地生境，对土壤动物的组成分布，数量，多样性和群落结构产生影响。
如殷秀琴等[34]对拉萨河流域健康湿地与退化湿地大型土壤动物群落比较，首次探讨拉萨河流域大型土壤动物分布特征，调查同样位于拉鲁湿地的健康湿地和退化湿地生境，发现健康拉鲁湿地有大型土壤动物9类，37只，而退化拉鲁湿地有土壤动物10类，251只。分析可知，由于健康湿地与退化湿地植物群落组成的不同，导致了两地大型土壤动物的群落组成存在差异性。如amandaK.Hodson等[23]对加州橡树林河岸线虫食物网与本地多年生植物种类的研究中，在相对未扰动的地区，河流的水动力功能创造了土壤质地和木本植物种类不完整的分配，而这反过来，导致了线虫组成的多种多样和食物网与土壤有机物质高水平的相关。如LiangChang等[46]对沼泽土中耕作和农业管理对土壤弹尾目的影响，研究显示洪水和土壤紧实也是抑制水稻栽培方式下弹尾目的决定性因素。
4土壤动物在湿地环境中的生态功能
4.1指示功能
土壤动物是土壤生态系统不可分割的组成部分，对于土壤生态毒理诊断和环境变化上具有重要的生态功能，可作为土壤质量和生态系统恢复的重要指示生物或指示指标来监测土壤或环境的变化。土壤动物的类群数量或种群密度作为评价指标之一来表征土壤环境或土壤质量的优劣。王天乐等[44]对退化湿地恢复后的研究发现，湿地恢复区中的物种丰富度都明显高于荒滩，说明当地的湿地恢复工程已经改善了土壤环境，使得土壤动物群落得到初步恢复。
土壤线虫因其特有的生物特性，常被作为土壤指示生物评价生态系统的生物学效应、生态系统演替或受干扰的程度，已被广泛用于湿地生态系统[49～53]。如刘贝贝等[54]通过不同植被类型的滩涂湿地线虫群落特征的综合分析可以得出，线虫群落特征的差异性不仅反映了不同植被带的土壤环境状况，也反映了植被带生境的多样性，还能够评价生态系统演替或受干扰程度。王莹莹等[32]通过比较黄河三角洲湿地油区与对照土壤线虫群落空间分布特征差异，作为揭示黄河三角洲湿地生态健康状态的有益数据。
4.2调控功能
土壤动物作为湿地生态系统不可缺少的成分，在土壤净化方面有着重要的作用，扮演者重要的分解者角色[55]。徐德福等[18]在2010年对人工湿地系统优化分析的研究中得出，将蚯蚓引入人工湿地，延长人工湿地的食物链，增加人工湿地食物网的丰富度，提高了人工湿地的净化能力，同时蚯蚓能改变人工湿地中物质的循环途径，使污染物质脱离人工湿地系统以降低人工湿地的污染符合，这些均是蚯蚓作为分解者对湿地环境发挥的调节作用。徐德福等[56]在2011年以香蒲、芦荟和美人蕉为研究对象，并以土壤+沙子+有机质混合物为供试基质模拟人工湿地处理污水，采用向基质中加入蚯蚓与未加入这2种处理，结果显示蚯蚓加入人工湿地后提高了湿地植物对污水的净化能力，对人工湿地发挥了很好的调控功能[57，58]。
5展望
目前国内外关于湿地生物的研究，大都集中在底栖动物和无脊椎动物这一块，尤其表现在滩涂[59，60]，河湖海岸三角洲等[61，62]地区。而对土壤动物这块涉及较少。土壤动物在湿地生境下的研究仍存在一些问题：①研究区域分布不均，土壤动物在湿地生境下的研究主要集中在洞庭湖湖泊，黄河河流域和三江平原沼泽等地。②湿地生境下土壤动物的研究主要集中于生态特征如数量、种类、组成、群落结构和多样性等，生态功能如土壤动物对生态系统的调控作用等研究并不多。③对土壤动物影响因素的探讨主要集中于植被群落、土壤理化性质，研究未将土壤动物、植物、土壤微生物、土壤性质之间的相互关系综合起来考虑。
今后，关于湿地生态系统下土壤动物的研究应加强以下几个方面：①将湿地生态系统下对土壤动物的影响因素，包括植被群落，土壤理化性质，土壤质量以及人为扰动等进行综合研究；②土壤动物对湿地生态系统的生态功能是不可忽视的，土壤动物具有种类繁多多样性丰富等特点，在湿地生态系统的物质和能量循环与转化中发挥着。今后需要致力于利用土壤动物来净化湿地水质、改良湿地基质结构、优化湿地土壤质量和分解凋落物来促进营养物质循环等研究。③湿地作为“地球之肾”，对全球气候变化反应敏感，对维护全球生态平衡起着重要的作用，将湿地生境下的土壤动物与全球气候变化如二氧化碳浓度升高，恶劣天气洪水和干旱，雾霾等联系起来，探讨其相互影响机制。
2014年11月绿色科技第11期参考文献：
[1]尹文英.中国土壤动物[m].北京：科学出版社，2000.
[2]朱永恒，赵春雨，王宗英，等.我国土壤动物群落生态学研究综述[J].生态学杂志.24（12）：1477～1481.
[3]tDeca？ns，tDutoit，Dalard，etal.Factorsinfluencingsoilmacrofaunalcommunitiesinpost-pastoralsuccessiongsofwesternFrance[J].appliedSoilecology，1998（9）：361～367.
[4]G.Sileshi，p.L.mafongoya.VariationinmacrofaunalcommunitiesundercontrastinglandusesystemsineasternZambia[J].appliedSoilecology，2006，33（1）：49～60.
[5]张雪萍，黄丽荣，姜丽秋.大兴安岭北部森林生态系统大型土壤动物群落特征[J].地理研究，2008，27（3）：509～518.
[6]张雪萍，李春艳，殷秀琴，等.不同使用方式林地的土壤动物与土壤营养元素的关系[J].应用与环境生物学报，1999，5（1）：26～31.
[7]肖慈英，阮宏华，屠六邦.宁镇山区不同森林土壤微生物学特性的研究[J].应用生态学报，2002，13（9）：1077～1081.
[8]蔡万伦，石尚柏，杨长举，等.Bt水稻田不同斑块设计对田间节肢动物群落稳定性的影响[J].生态学报，2005，25（12）：2968～2975.
[9]蒋海东，杨青，吕宪国.土壤动物在农业生态系统中的研究进展[J].土壤通报，2006，37（4）：805～808.
[10]吴东辉，张柏，陈鹏.吉林省黑土区农业生境大型土壤节肢动物群落组成与生态分布[J].中国农业科学，2006，39（1）：125～131.
[11]陈铮，刘大林，邓波，等.华北农牧交错带不同土地利用方式下土壤螨的分布特征[J].草原与草坪，2010，30（3）：52～56.
[12]刘新民，刘永江，郭砺.内蒙古典型草原大型土壤动物群落动态及其在放牧下的变化[J].草地学报，1999，7（3）：228～235+203.
[13]吴东辉，尹文英，殷秀琴.松嫩草原中度退化草地不同植被恢复方式下土壤跳虫群落特征比较[J].昆虫学报，2008，51（5）：509～515.
[14]张永泽，王璇.自然湿地生态恢复研究综述[J].生态学报，2001，21（2）：309～314.
[15]林恭华，赵芳，陈桂琛，等.青海湖北岸不同土地利用方式对大型土壤动物群落的影响[J].草业学报，2012，21（2）：180～186.
[16]CarlosH.LuceroR，Jaimer.CanteraK，isabelC.Romero.Variabilityofmacrobenthicassemblagesunderabnormalclimaticconditionsinasmallscaletropicalestuary[J].estuarine，CoastalandShelfScience，2006（68）：17～26.
[17]madhavprakashthakur，mattyp.Berg，nicoeisenhauer，etal.Disturbance-diversityrelationshipforsoilfaunaareexplainedbyfaunacommunitybiomassinasaltmarsh[J].SoilBiologyandBiochemistry，2014（78）：30～37.
[18]徐德福，李映雪，方华，等.蚯蚓对人工湿地系统优化分析[J].南京信息工程大学学报：自然科学版，2010，2（3）：242～247.
[19]廖庆玉，章金鸿，李玫，等.海南东寨港红树林土壤原生动物的群落结构特征[J].生态环境，2008，17（3）：1077～1081.
[20]mariivask，martmeriste，annelyKuu，etal.effectoffloodingbyfreshandbrackishwateronearthwormcommunitiesalongmatsaluBayandtheKasariRiver[J].europeanJournalofSoilBiology，2012（53）：11～15.
[21]nathaliem.plum，JulianeFilser.Floodsanddrought：Responseofearthwormsandpotworms（oligochaeta：Lumbricidae，enchytraeidae）tohydrologicalextremesinwetgrassland[J].pedobiologia，2005（49）：443～453.
[22]HuiliChen，BoLi，ChangmingFang，etal.exoticplantinfluencessoilnematodecommunitiesthroughlitterinput[J].SoilBiology&Biochemistry，2007（39）：1782～1793.
[23]amandaK.Hodson，HowardFerris，allanD.Hollander，etal.nematodefoodwebsassociatedwithnativeperennialplantspeciesandsoilnutrientpoolsinCaliforniariparianoakwoodlands[J].Geoderma，2014（11）：182～191.
[24]ScottD.tiegs，Sallya.entrekin，GordonH.Reeves，etal.LitterDecomposition，andassociatedinvertebrateCommunities，inwetlandpondsoftheCopperRiverDelta，alaska（USa）[J].wetlands，2013（33）：1151～1163.
[25]张武，张雪萍.大兴安岭冻土区土壤动物功能类群对地温变化的响应[J].土壤通报，2012，43（6）：1325～1330.
[26]张武，张雪萍，顾成林，等.大兴安岭不同冻土带湿地土壤动物群落与地温耦合关系[J].生态环境学报，2013，22（2）：263～268.
[27]付秀芹，张志罡，胡波，等.洞庭湖湿地土壤动物群落特征与土壤质量的关系探讨[J].农业现代化研究，2007，28（6）：685～687.
[28]韩立亮，王勇，王广力，等.洞庭湖湿地与农田土壤动物多样性研究[J].生物多样性，2007，15（2）：199～206.
[29]王广力，王勇，韩立亮，等.洞庭湖区不同土地利用方式下的土壤动物群落结构[J].生态学报，2005，25（10）：2629～2636.
[30]夏江宝，李传荣，许景伟，等.黄河三角洲滩涂区大型底栖动物群落数量特征[J].生态环境学，2009，18（4）：1368～1373.
[31]夏江宝，李传荣，许景伟，等.黄河三角洲滩涂湿地夏季大型底栖动物多样性分析[J].湿地科学，2009，7（4）：299～305.
[32]王莹莹，吴纪华.黄河三角洲湿地土壤线虫群落空间分布研究[J].湿地科学与管理，2011，7（4）：34～38.
[33]侯本栋，马风云，吴海燕，等.黄河三角洲不同演替阶段湿地土壤线虫的群落特征[J].应用与环境生物学报，2008，14（2）：202～206.
[34]殷秀琴，安静超，陶岩，等.拉萨河流域健康湿地与退化湿地大型土壤动物群落比较研究[J].资源科学，2010，32（9）：1643～1649.
[35]陈德来，马正学，普布，等.拉萨拉鲁湿地夏季土壤动物的群落特征[J].动物学杂志，2011，46（5）：1～7.
[36]林恭华，赵芳，陈桂琛，等.青海湖北岸不同土地利用方式对大型土壤动物群落的影响[J].草业学报，2012，21（2）：180～186.
[37]伍磊，严林，周青平.青海三江源鞘翅目、弹尾目土壤动物群落多样性分析[J].草业科学，2010，27（2）：45～49.
[38]武海涛，吕宪国，姜明，等.三江平原典型湿地土壤动物群落结构及季节变化[J].湿地科学，2008，6（4）：459～465.
[39]武海涛，于少鹏，吕宪国，等.三江平原乌拉苔草-毛苔草湿地土壤动物多样性及其枯落物分解功能[J].湿地科学，2008，6（2）：85～292.
[40]孙帆，赵红音，吕宪国，等.三江平原沼泽生态系统（疏干）演替对土壤动物的影响[J].生态学杂志，1994，13（2）：30～33.
[41]刘吉平，杨青，吕宪国，等.三江平原典型环型湿地生物多样性[J].生态环境，2005，21（3）：1～5，42.
[42]李伟，崔丽娟，王小文，等.太湖岸带湿地土壤动物群落结构与土壤理化性质的关系[J].林业科学，2013，49（7）：106～113.
[43]武海涛，吕宪国，杨青，等.三江平原湿地岛状林土壤动物群落结构特征及影响因素[J].北京林业大学学报，2008，30（2）：50～58.
[44]王天乐，李伟，丁洁，等.退化湿地恢复中土壤节肢动物的群落结构[J].南京林业大学学报：自然科学版，2011，35（2）：51～55.
[45]王立龙，陆林.旅游干扰对太平湖国家湿地公园土壤酶活性及大型土壤动物分布的影响[J].湿地科学，2013，11（2），212～218.
[46]LiangChang，Haitaowu，Donghuiwu，etal.effectoftillageandfarmingmanagementonCollembolainmarshsoils[J].appliedSoilecology，2013，64：112～117.
[47]向昌国，张平究，潘根兴，等.长期不同施肥下太湖地区黄泥土蚯蚓的多样性、蛋白质含量与氨基酸组成的变化[J].生态学报，2007，26（6）：1667～1674.
[48]wuDonghui，ZhangBai，Chenpeng.StructualcharacteristicsofsoilnematodescommunityunderdifferentlanduseinChangchunCity[J].ChinJapplecol，2006，17（3）：450～456.
[49]Jihuawu，CuizhangFu，FanLu，etal，Changesinfree-livingnematodecommunitystructureinrelationtoprogressivelandreclamationatanintertidalmarsh[J].appliedSoilecology，2005，29（1）：47～58.
[50]刘方明，孟维韧，李静，等.湿地生态系统土壤线虫群落的研究进展[J].河北农业科学，2011，15（3）：74～76.
[51]ShabegS.Briar，Stevenw.Culman，annaYoung-mathews，etal.nematodecommunityresponsestoamoisturegradientandgrazingalongarestoredripariancorridor[J].europeanJournalofSoilBiology，2012（50）：32～38.
[52]Y.Lv，X.Gu，w.D.Zhang.theresponsesofsoilnematodeassemblagestodisturbanceinLiaoheestuarywetlands[J].europeanJournalofSoilBiology，2013，1～6.
[53]YongfenDu，KuidongXu，alanwarren，etal.Benthicciliateandmeiofaunalcommunitiesintwocontrastinghabitatsofanintertidalestuarinewetland[J].JournalofSeaResearch，2012（70）：50～63.
[54]刘贝贝，叶成龙，虞丽，等.不同植被类型的滩涂湿地土壤线虫群落特征[J].应用生态学报，2013，23（11）：3057～3064.
[55]崔巍，李伟，张曼胤，等.湿地土壤生态功能研究概述[J].中国农学通报，2011，27（20）：203～207.
[56]徐德福，李映雪，王让会，等.蚯蚓对湿地植物光合特性及净化污水能力的影响[J].生态学报，2011，31（17）：4907～4913.
[57]李先宁，金秋，姜伟，等.蚯蚓人工湿地对农村生活污水净化效果试验研究[J].环境科学与技术，2010，33（1）：146～149.
[58]王国芳，金秋，李先宁.蚯蚓改善垂直潜流人工湿地处理农村污水效能的研究[J].中国给水排水，2009，25（23）：10～14.
[59]徐姗楠，陈作志，黄小平，等.底栖动物对红树林生态系统的影响及生态学意义[J].生态学杂志，2010，29（4）：812～820.
[60]周细平，立哲，傅素晶，等.福建同安湾潮间带红树林生境与非红树林生境大型底栖动物群落比较[J].生物多样性，2010，18（1）：60～66.
土壤的本质特征篇6
关键词：浑河冲洪积扇；土壤；硝酸盐；污染特征；土地利用类型；有机质
中图分类号：X522文献标识码：a文章编号：1672-1683（2013）04-0046-05
氮在土壤及地下水系统循环中，经过一系列的氨化作用、硝化作用及其反硝化作用等迁移转化过程，主要以硝酸盐的形式污染地下水[1]。其中最主要的过程是硝化作用：土壤中的有机氮转化为nH4+进入包气带，经黏土矿物的固化和土壤颗粒的吸附等作用后，其余部分在微生物的作用下发生硝化作用转化为no2-、no3-，而no2-不稳定，也被氧化成no3-进入地下水中[2]；反硝化作用主要是指氮以气体的方式返回大气中，它对消除地下水中的硝酸盐污染有重要作用[3]。进入土壤中的氮经过土壤微生物的矿化和硝化作用转变为硝态氮，增加了土壤硝态氮负荷，影响了土壤氮循环的过程。没有被植物吸收或脱氮的硝态氮运移至深层土壤，进而淋洗到地下水中，引起地下水水质污染[4]。
近几十年来，随着工农业生产的发展，世界许多地方地表水和地下水中硝酸盐氮的含量在不断升高，农村、城市的土壤和地下水都存在着不同程度的硝酸盐污染，已经危及包气带土壤和地下水的质量安全。国内外关于土壤和地下水硝酸盐污染来源的研究较为丰富[5-8]，相继研究并报道了引起硝酸盐污染的因素有施用化肥和有机肥、生活污水、垃圾与粪便的下渗水、畜舍排水、污水灌溉、污染土地、工业污染源和大气氮化合物的沉降等[7-9]。地下水硝酸盐的重要来源是土壤硝酸盐，因此研究土壤硝酸盐对于土壤和地下水污染控制与修复具有重要意义。
本文以沈阳浑河冲洪积扇土壤中硝酸盐为研究对象，开展典型区域的硝酸盐分布特征调查与分析，旨在明晰区域污染现状及污染特征。本研究对分析土壤和地下水中硝酸盐污染过程，进行土壤和地下水污染修复具有重要的科学意义。
1研究区概况
沈阳浑河冲洪积平原地处辽宁省中部，行政区域包括沈阳市市属各区及辽中县、新民市的一部分和灯塔市的北部，地理坐标为北纬41°30′-42°00′，东经123°00′-123°40′，面积3069.41km2，见图1。历史数据显示，该地区地下水硝酸盐含量普遍高出国家饮用水标准上限值，对当地饮用水安全造成了极大的威胁。
2样品采集和分析
2011年10月对研究区土壤样品进行采集。选取5个横跨浑河南北的土壤断面，均匀分布51组土壤采样点，见图1。其中1号、2号断面对每组采样点不同深度（采样深度范围是0.2～5m，每0.8m采1个样）的土壤样品进行采集，其他断面只采取表层土壤（0.2～1.5m）。每组土壤样品1kg，装入透气的布质采样袋中，将采取的新鲜土壤样品进行筛选、检测、分析。硝酸盐含量采用紫外分光光度测定，试验过程中筛选出可用的50个表层样品检测结果显示硝酸盐（以n计）含量区间为：1.41～63.53mg/kg。
3结果与讨论
3.1区域土壤硝酸盐标准值分析
由于我国《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中没有硝酸盐含量的标准值，这给区域硝酸盐污染评价造成了固有的困难。本次研究，基于区域土壤硝酸盐的实测数据，利用空间统计学方法——Hazen概率曲线法，初步探讨适宜于浑河冲洪积扇地区的区域土壤硝酸盐含量的标准值，为后续的污染评价和健康风险评价提供技术参考。
应用Hazen概率曲线区分不同成因数据集是地球化学数据处理中的经典方法之一[10]，该方法要求数据集满足2个前提条件：（1）数据集所包含的子集数据满足对数正态分布规律；（2）数据集须由一定数目的数据构成，数据愈多，区分效果愈好。
已有研究表明，自然过程成因的元素含量分布符合对数正态分布规律[10]。浑河冲洪积扇土壤中硝酸盐的主要来源是人为因素排放（污染叠加），而排放的硝酸盐主要是在自然营力如气流、重力、降水等作用下自然加入土壤，只要样品有足够的代表性，可以认为符合对数正态分布规律。另外，为便于对研究区土壤硝酸盐含量的标准值的探讨，在应用Hazen概率曲线方法时，将研究区土壤硝酸盐标准值的量假设成完全由自然过程产生，则可以将研究区土壤中硝酸盐的标准值的量和污染叠加含量分别看作2种成因的数据集。则由一定数量、在区域上分布均匀的样品构成的研究区土壤中硝酸盐含量数据集是满足Hazen概率曲线方法要求的，依据存在于含量数据间的内在联系，应用Hazen概率曲线法对2种含量进行区分。
研究区50个土壤样品硝酸盐含量（以n计）区间为：1.41～63.53mg/kg，数据处理方法如下。
（1）将硝酸盐含量的数据按照含量值段（依据样本多少和样本间的含量差距确定，同时要保证数据集有足够的数据分组数，将每组样品数控制3个左右）进行数据分组，并统计每组中的样品数，计算其在样品总数中的频率及累积频率。
（2）根据步骤1所得的累积频率绘制Hazen概率曲线，并找出与曲线拐点对应的数据[11]（含量值）。
Hazen概率曲线的做法为：Hazen概率曲线的纵坐标为均匀分格的常规数学坐标，横坐标与频率值的标准正态分布分位数有关。由于标准正态分布分位数在概率p=50%处为零，而Hazen概率曲线在概率p=0.01%时的横坐标值为零，因此横坐标值的计算公式表示为：
Lp=up-u0.01%（1）
式中：Lp为Hazen概率曲线中频率p对应的横坐标值；up为频率p对应的标准正态分布分位数；u0.01%为频率p=0.01%对应的标准正态分布分位数，其值为-3.719，其中标准正态分布分位数up、u0.01%可由excel软件中的统计函数noRmSinV（p）求取[12]。
（3）以步骤2求得的拐点对应的数据为含量界限，将原先的数据集分为2个子集，再分别按步骤（1）的方法处理，计算得到每个子集中每项数据在新数据组中的频率和累积频率。
（4）根据步骤3求得的累积频率在图上点出曲线，此曲线即为子集数据的累积概率曲线。
（5）根据Hazen概率曲线规则进行数据检验并求得有关参数。
设子集1的频率为f1，子集2的频率为f2，f1对应的含量为p1，f2对应的含量为p2。则当p1等于p2时，对应的f1、f2的累积样品数各自在总数据集中的累积频率之和与p1或p2（p1=p2）的交点应落在总数据集概率曲线上。f1、f2等于50%处的对应含量值（子集Hazen概率曲线横坐标值）即为子集1、子集2的均值。f1、f2等于84.1%处的对应含量值（子集Hazen概率曲线横坐标值）与各自均值的差值即为各子集的标准差。据所得均值与标准差即可求得各子集的变异系数[11]，通过比较两子集的均值与变异系数即可得到可用的研究区土壤硝酸盐标准值。
通过数据处理结果与所得曲线可以得到：子集1的均值为2.58mg/kg，变异系数为0.16；子集2的均值为4.43mg/kg，变异系数为0.81。子集1相对于子集2的均值、变异系数均较小，代表含量较低且分布较均匀的数据集特征；子集2的均值相对较大、分布均匀性相对较差，代表含量较高和分布不均匀的数据集特征。结合之前的假设，可以认为子集1反映的是完全由自然过程形成的物质含量较均匀的内在特征，代表了该地区土壤中硝酸盐的标准值的量的分布特征；而子集2反映的是生产生活中人为因素的成因特征，代表了人为污染叠加形成的研究区土壤硝酸盐含量分布特征。
故研究将以2.58mg/kg作为浑河冲洪积扇土壤硝酸盐含量的标准值（以n计）。
3.2土壤硝酸盐污染评价
3.2.1平面分布特征
用筛选出有效的50个表层土壤样品的检测结果分析研究区平面空间上的土壤硝酸盐分布情况。硝酸盐浓度分布结果见图2。从图2分布结果可以看出，研究区土壤硝酸盐含量较高的区域主要位于中部白塔堡地区与西部的细河沿岸；土壤硝酸盐含量较低的区域则集中在西南部、东部以及北部；总体上，浑河以北的区域土壤中硝酸盐含量较浑河以南高。
3.2.2剖面分布特征
选取研究区1号、2号断面为研究对象，分析硝酸盐在包气带纵向剖面上的分布规律，根据用筛选出的不同深度土壤样品的检测结果分析了研究区剖面上的硝酸盐分布情况。分析结果见图3。
从分析结果来看，土壤硝酸盐含量在单个取样点上，随着垂向上埋深的增加逐渐降低，这与土壤对硝酸盐的吸附因素存在一定的关系。在空间剖面上，1号断面，越靠近浑河，
硝酸盐含量有增加的趋势，而且在1号断面上，由于细河这一沈阳市主要排污河的存在，硝酸盐浓度上升幅度较大，2号断面大致规律与1号断面相同，但整体趋势较平缓。
3.2.3区域土壤硝酸盐污染评价
区域土壤硝酸盐污染评价可以整体描述区域污染特征。本文选择单因子指数法[13]和内梅罗污染指数评价法[14]对研究区土壤硝酸盐污染进行评价，评价模型为：
pn=pi2均+pi2最大2（2）
式中：pn为内梅罗指数；pi均为平均单因子污染指数；pi最大为最大单因子污染指数。其中pi=Ci/C0，这里Ci表示土壤硝酸盐含量实测值；C0表示土壤中硝酸盐含量的标准值。所求的结果根据表1进行评价。
等级内梅罗污染指数污染等级Ⅰpn≤0.7清洁（安全）Ⅱ0.7
根据单因子指数法，参照Hakanson[15]提出的表征土壤污染程度的分类方法及土壤样品硝酸盐单因子指数得到结果见表2。从表中可以看到处于轻度污染与中度污染区域的样品占了81.7%，而重度污染样品数只占到4.8%。
由于内梅罗污染指数法对最大单因子污染指数的放大作用，使得内梅罗污染指数法得到的总体污染水平达到重度污染。
污染程度污染指数占总样品百分比（%）轻度污染pi
3.3硝酸盐污染相关因素分析
3.3.1区域硝酸盐污染与土地利用类型关系
土壤硝酸盐污染与区域土地利用类型之间存在着一定的内在关系。从研究区域土壤硝酸盐含量分布（图2）与区域土地利用类型（图4）进行关联分析，可以看出研究区土壤硝酸盐含量较高的中部白塔堡地区周围分布着大面积的旱田，农业生产中会使用大量化肥与农药，呈面源污染特点，调查显示该区域每年施肥量仅复合肥与氮肥就达到将近5×105t；另外白塔堡处沈抚灌渠接纳了抚顺市的工业污水和城市生活污水，水质相当恶劣，对该区域造成严重的污染。土壤硝酸盐含量较低的西南部、东部以及北部主要是水田与城区，城区由于建设需要，地面需要硬化、防渗，这在一定程度上阻止了硝酸盐的入渗，另外市区也不存在农业活动等高强度的污染源；而水田氮肥随水流失多、持氮能力不高，土壤长期饱水而处于还原环境，不利于硝酸盐存在，所以水田区硝酸盐污染较轻。
此外，细河作为沈阳市主要的排污河流，长期接纳大量的工业污水和生活废水，水质污染严重，污染的河水经侧渗及早期的污水灌溉等方式进入土壤以及含水层，从而导致沿岸土壤、浅层地下水受到严重污染。浑河以北的区域土壤中硝酸盐含量较浑河以南要高，这与水田主要集中在南部有很大关系；再者浑河以北土质以砂土、亚砂土为主，土壤通透性较好有利于氮肥硝化作用形成硝酸盐，而南部地区以壤土、黏土居多，不利于硝酸盐的形成。
3.3.2硝酸盐与有机质含量之间关系
土壤有机质含量分布也是区域土壤硝酸盐污染的重要影响因素之一。将浑河冲洪积扇土壤硝酸盐含量分布图与土壤有机质含量分布（图5）进行关联分析，可以看出土壤硝酸盐的含量较高的一些区域（比如西部、中部），土壤中有机质含量也较高。
这是由于土壤中的有机质包括有机氮、有机碳、有机磷等，当氨化细菌分解C/n比大的有机物料时，由于有机碳过剩，氮素不足，会导致微生物从土壤无机氮中吸取氮合成其自身体质；分解C/n比小的有机物料时，有机碳不足，而氮素却供给有余，此时氮的矿化作用大于固持作用，导致土壤无机氮的积累和增加。这就解释了为什么土壤中硝酸盐含量与有机质分布在部分地区有一致性，而有的地区存在差异，这与有机质中有机碳与有机氮的比值大小有关。
纵向上土壤中硝酸盐含量随着垂向上埋深的增加逐渐降低，这表明了硝酸盐垂向运移过程中发生了消耗，可能存在反硝化作用，这可以通过垂向上硝酸盐与有机质的变化趋势得到证实，见图6。随着土壤硝酸盐含量的降低，土壤有机质也在减少，这是由于硝酸盐的反硝化作用消耗了有机质中有机碳，反应方程式如式（3）。
4结论
本文初步分析了沈阳冲洪积扇区域土壤硝酸盐污染分布特征，并可能对污染产生影响的部分因素进行了分析，研究结果如下。
（1）通过区域土壤硝酸盐污染监测数据分析，采用Hazen概率曲线确定浑河冲洪积扇土壤硝酸盐含量的标准值为2.58mg/kg。
（2）选择单因子指数法和内梅罗污染指数评价法对研究区土壤硝酸盐污染进行评价，评价结果显示浑河冲洪积扇土硝酸盐污染问题普遍存在，应针对性地采取防控措施。
（3）浑河冲洪积扇土壤硝酸盐空间污染分布特征与排污河位置、土地利用类型及土壤有机质的含量关系密切，对其防控措施，需要重点考虑上述相关因素。
土壤硝酸盐是地下水中硝酸盐的重要来源，其分布与地
下水硝酸盐分布之间关系密切，因此需要给予更多的关注与重视。硝酸盐的迁移转化过程，特别是反硝化作用，对污染程度有举足轻重的作用，在后续污染分析和污染过程研究中应重点考虑硝酸盐的迁移转化等过程的影响。
参考文献（References）：
[1]罗泽娇，靳孟贵.地下水三氮污染的研究进展[J].水文地质工程地质，2004，（4）：65-69.
[2]陈建耀，王亚，张洪波，等.地下水硝酸盐污染研究综述[J].地理科学进展，2006，25（1）：34-44.
[3]张洪，王五一，李海荣，等.地下水硝酸盐污染的研究进展[J].水资源保护，2008，24（6）：7-11.
[4]赵解春，李玉中，徐春英，等.地下水硝酸盐污染来源的推断与溯源方法概述[J].中国农业通报，2010，26（18）：374-378.
[5]刘咏，严小三，张婷.土壤硝酸盐污染的生物修复试验研究[J].合肥工业大学学报（自然科学版），2010，33（1l）：1686-1689.
[6]insafS，mohameda，mohamedH，etal.assessmentofGroundwaterContaminationbynitrateLeachingfromintensiveVegetableCultivationusingGeographicalinformationSystem[J].environmentinternational，2004，29：1009-1017.
[7]刘宏斌，张云贵，李志宏，等.北京市平原农区深层地下水硝态氮污染状况研究[J].土壤学报，2005，42（3）：411-418.
[8]Fernadot，wakidaaL.non-agriculturalSourcesofGGroundwaternitrate：aReviewandCaseStudy[J].waterResearch.2005，39：3-16.
[9]刘光栋，吴文良.华北农业高产粮区地下水面源污染特征及环境影响研究[J].中国生态农业学报，2005，13（2）：125-129.
[10]SinclairaJ.applicationofprobabilityGraphsinmineralexploration[m].Canada：RichmondprintersLtd，1976.
[11]张辉.土壤重金属污染中背景含量与污染叠加含量的区分[J].环境化学，2003，22（6）：605-610.
[12]林莺，李世才.水文频率曲线简捷计算和绘图技巧[J].水利水电技术，2002，33（1）：52-53.
[13]张航，柴勇，叶志文.单因子指数法分析重庆清水溪非点源污染[J].科技传播，2011，（10）：230-231.
[14]段飞舟，何江，高吉喜，等.污灌区农田土壤环境质量评价[J].环境科学研究，2006，（3）：114-116.
[15]HakansonL.anecologicalRiskindexforaquaticpollutionControl：aSedimentologicalapproach[J].waterResearch，1980，14（8）.
土壤的本质特征篇7
马尾松以其抗旱、耐瘠薄、生态适应强及防风固沙等特点,在亚热带红壤丘陵地区大量引种、种植,是我国南方的主要造林树种[3]。目前,针对马尾松的研究大多集中在生态系统碳储量[5]、凋落物动态[6]和林地土壤性质[7]等方面,而对于在植被恢复过程中土壤酶活性随林龄变化的研究鲜见报道。
现以不同林龄马尾松人工林为研究对象,分析土壤酶活性随着林龄演变的规律,探讨土壤酶活性对于马尾松造林过程的意义,以期为红壤丘陵区的生态恢复提供理论依据。
1材料与方法
1.1研究区概况
研究区位于江西省鹰潭市余江县(东经116°55′,北纬28°15′)。该区属于中亚热带湿润季风气候区,年均降水量1794mm,年均蒸发量为1318mm,降水主要集中在4—6月,雨量分配极不均匀,干湿交替明显,平均海拔1100m。年平均温17.6℃,年平均日照时数1809h,≥10℃有效积温为5528℃,年均无霜期262d。该区地形以岗地为主,海拔在35~60m,坡度为5°~8°,土壤类型以第四纪红黏土发育而成的典型红壤为主。本研究以马尾松(pinusmassoniana)林为研究对象,林下植被主要有芒(Dicranopterisdichotoma)、白茅草(imperatacylindrica)和野谷草(arundinellahirta)等。
1.2研究方法
1.2.1土样采集。2012年4月,在野外详细调查的基础上,采用空间代替时间法,选择营林、管理方法及坡位、坡向和土壤母质一致的6年(pm6)、12年(pm12)、16年(pm16)、20年(pm20)、25年(pm32)、30年(pm30)和45年(pm45)马尾松人工林为研究对象,选取裸地(CK1)和天然次生林(CK2)为对照样地(表1)。在20m×20m不同林龄马尾松样地内用“S”形采样法选取5点,利用土钻取0~20cm厚的土样,每个土样3次重复。将每个土样去掉石砾、动植物残体及杂质后,混匀,四分法留取约500g土样,将土样分成2份装入塑封袋内带回实验室。一份存于4℃冰箱内用于土壤酶活性测定分析,另一份自然风干,研磨,分别过1.00、0.25mm筛,用于土壤理化性质分析。
1.2.2样品测定。土壤pH值、有机质、全氮、全磷、碱解氮、速效磷和速效钾含量采用《中华人民共和国林业行业标准方法》测定[8]。蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶、过氧化氢酶和多酚氧化酶活性具体测定方法参照《土壤酶及其研究法》[9]:蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定,以24h后1g土壤中含有的葡萄糖量(mg)表示;脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定,以24h后1g土壤中nH4+-n量(mg)表示;酸性磷酸酶采用Hoffman法测定,以12h后1g土壤所消耗酚量(mg)测定;过氧化氢酶采用滴定法测定,以1g土壤20min后消耗0.1moL/LKmno4量(mL)表示;多酚氧化酶活性采用典量滴定法测定,以1g土壤滤液的0.01moL/Li2体积(mL)数来表示。
1.3土壤酶指数(Soilenzymesindex,Sei)计算方法及相关数据分析
为了全面揭示不同林龄马尾松人工林土壤酶活性的变化规律,进一步采用土壤酶指数(Sei)说明土壤酶活性在植被恢复过程中的演变特征[1]。土壤酶计算公式[2]如下:
Sei=■wi×Sei(xi)(1)
wi=Ci/C(2)
Sei(xi)=(xi-ximin)/(ximax-ximin)(3)
Sei(xj)=(xjmax-xj)/(xjmax-xjmin)(4)
式(1)~(4)中,wi为土壤酶(i)的权重,Ci为公因子方差,C为公因子方差之和;Sei(xi)为升型酶(i)的隶属度值,Sei(xj)为降型酶(j)的隶属度值;(xi)表示土壤酶(i)的活性值,(xj)表示土壤酶(j)的活性值。ximax和ximin分别表示土壤酶(i)活性的最大值和最小值。xjmax和xjmin分别表示土壤酶(j)活性的最大值和最小值。多酚氧化酶采用降型分布函数对土壤酶指数进行计算,其他酶采用升型分布函数对土壤酶指数进行计算。相关性分析及差异性比较采用SpSS13.0(SpSSinc.,USa)软件进行分析。
2结果与分析
2.1不同林龄马尾松人工林地土壤酶活性变化特征
不同林龄马尾松林地土壤养分特征见表2。研究结果表明,裸地在种植马尾松6年后,土壤中蔗糖酶含量显着增加,在种植12~20年时土壤中蔗糖酶活性呈相对稳定趋势,25年后开始稳定增加,到45年达到最大,是CK1的2.55倍,但仍低于天然次生林土壤蔗糖酶活性(表3)。
裸地种植马尾松后,土壤酸性磷酸酶活性显着增加,随林龄增加呈上升趋势,到45年达到最大,是CK1的5.76倍,为天然次生林(CK2)的92.3%(表3)。
土壤过氧化氢酶的变化趋势和酸性磷酸酶类似,裸地种植马尾松后土壤过氧化氢酶活性显着增大,在种植6~25年时,保持相对稳定,32年后逐渐增加,到45年达到最大,但仍低于天然次生林(CK2)的(3.38±0.12)mL/g(表3)。栽植马尾松后,土壤脲酶活性增幅达到显着水平,随着植被种植年限的增加,土壤脲酶活性呈上升趋势,到45年达到最大,是CK1的3.88倍,仍低于天然次生林,但二者之间差异并不显着(表3)。
过氧化氢酶活性变化趋势与蔗糖酶相似,与CK1相比,不同林龄过氧化氢酶活性均显着增加,且随着林龄的增加呈上升趋势。多酚氧化酶随着马尾松种植年限的增加呈现递减趋势,到45年时达到最低值,仅占CK1的41.9%,但仍然高于天然次生林(CK2)(表3)。
2.2土壤酶活性与土壤养分相关性分析
土壤酶活性与土壤养分相关性分析表明(表4),蔗糖酶与有机碳、全氮、碱解氮、有效磷和速效钾呈极显着正相关(p<0.01),而与全磷呈显着正相关(p<0.05);酸性磷酸酶与有机碳、全磷、碱解氮和速效钾呈极显着正相关(p<0.01),而与全氮和有效磷呈显着正相关(p<0.05);过氧化氢酶与全磷呈显着正相关(p<0.05),而与其他土壤养分因子呈极显着正相关(p<0.01);脲酶与所有养分因子呈极显着正相关(p<0.01);而多酚氧化酶与其他各个指标均呈极显着负相关(p<0.01)。
2.3土壤酶指数(Sei)
由前面对土壤酶活性随林龄变化的分析可知,马尾松林龄对土壤酶活性的影响随土壤酶类型的不同而有一定的差异。为了克服单一土壤酶指标反映土壤性质变化的缺点,引入土壤酶指数作为各酶因子的综合作用的反映,从而能更加客观、全面地反映土壤酶活性在整个植被恢复过程中的变化。研究结果表明(图1),裸地种植马尾松6年后,Sei呈显着升高趋势,在种植12~20年时保持相对稳定,在种植25年后又开始稳定升高,到45年达到最大,是CK1的2.64倍,但低于天然次生林(CK2)。
3结论与讨论
3.1土壤酶活性
土壤酶能催化土壤中的生物化学反应和物质循环,其活性的高低可以反应土壤的肥力状况[10]。林龄主要是通过对土壤理化性质、生物区系和土壤水热状况的改变,从而间接影响土壤酶活性[3]。张超等[1]对黄土高原丘陵区植被恢复过程中土壤酶活性的研究表明,植被恢复过程中土壤中脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶、纤维素酶活性显着增加,但仍然低于天然侧柏林,而多酚氧化酶的活性随着马尾松林龄的增加而降低。
本研究结果表明,土壤多酚氧化酶活性也随林龄的增加而降低,与葛晓改等[3]、谭芳林等[11]的研究结果一致;其他酶活性随林龄的增加而呈总体上升趋势,与张超等[1]的研究结果类似。土壤蔗糖酶、脲酶、过氧化氢酶和纤维素酶活性随马尾松种植年限增加而增加,这可能是因为红壤丘陵区低质土壤在种植马尾松后,根系能够固定土壤,减少水土流失,同时大量的枯枝落叶返回土壤,增加土壤中的有机质和营养元素含量[1];同时,随植被恢复年限的增加,林下植被种类增多,能为土壤微生物提供更多的营养物质,土壤酶活性因而得到提高[12]。土壤多酚氧化酶随着马尾松林龄的增加反而降低,这可能是因为土壤无机氮利用率的提高,改变了土壤微生物的群落结构,导致了土壤多酚氧化酶活性的降低[13-14]。
3.2土壤酶活性与养分相关性
在植被恢复过程中,土壤酶在改善土壤质量中扮演着极其重要的角色,它们能直接影响土壤养分的转化和代谢过程,可以作为土壤肥力的评价指标[1-2]。Duranetal[15]认为,纤维素酶和土壤中有机质和氮含量之间有着密切的关系,土壤有机质性质决定纤维素酶活性。葛晓改等[3]对红壤丘陵区不同林龄马尾松林土壤养分和酶活性关系研究表明,马尾松土壤养分与土壤酶活性关系密切,土壤有机质含量越高,转化酶活性越高。张超等[1]对黄土丘陵区不同林龄人工林刺槐林土壤酶演变特征研究表明,土壤酶与土壤养分因子相关性较强。
本研究结果也表明,土壤酶与土壤养分因子之间存在密切关系。因此,土壤蔗糖酶、脲酶、过氧化氢酶、纤维素酶和多酚氧化酶可以作为土壤肥力和质量的生物学评价指标[16-17]。
3.3土壤酶指数
土壤酶是较为理想的土壤质量指标,在进行土壤肥力评价时,可以作为土壤肥力状况的评价指标。但利用单一酶类反映土壤酶活性变化,这存在很大的片面性和局限性,土壤酶指数(Sei)可以克服这一缺点,能更加客观、全面地反映土壤酶活性随植被恢复的演变特征。张超等[8]在对黄土高原丘陵区植被恢复的研究表明,土壤酶指数随植被种植年限的增加而增加,结果认为土壤酶指数可以作为一种土壤肥力评价指标。
本研究表明,在植被恢复过程中,土壤酶指数随马尾松林龄的增加呈上升趋势,45年龄的为裸地上的2.64倍,但仍低于天然次生林的土壤酶指数。
4参考文献
[1]张超,刘国彬,薛萐,等.黄土丘陵区不同林龄人工刺槐林土壤酶演变特征[J].林业科学,2010,46(12):23-29.
[2]王兵,刘国彬,薛萐,等.黄土丘陵区撂荒对土壤酶活性的影响[J].草地学报,2009,17(3):282-287.
土壤的本质特征篇8
关键词：公路；蔬菜；重金属；特征；因素
中图分类号：X53文献标识码：a文章编号：0439-8114（2015）05-1186-04
Doi：10.14088/ki.issn0439-8114.2015.05.040
abstract：BasedsurveyingpbincabbageinJanuary2014andenvironmentalfactorsinthefarmlandalongthehighwayinJiangxiprovince，pbdistributioninsoilandvegetablesanditsrelationshipwiththetrafficflowofhighwaywasstudied.theresultsshowedthatpbcontentofnationalroadandthehighwayabovenationallevelwerehigherthanthatoflocalsoilbackgroundvalues.theseareaswereclassifiedintothecontaminatedarea.pbcontentofvegetablesneartheroadwasinthestate-controlledrange.indexofthesinglefactorpollutionwashigherthan1，withcertainpotentiallyharmful.theaveragecontentofpbinsuburbsoilwasbelowthebackgroundvalueandclassifiedintothepollution-freearea.thecontentofpbinsuburbvegetableswasverylow.Roadtrafficenvironmentwasanimportantfactoraffectingsoilpropertiesandthedistributionofheavymetalsinvegetables.trafficflowandthecontentofpbinsoilsandvegetableswassignificantlypositivecorrelated.
Keywords：highway；vegetables；heavymetals；characteristic；factors
以往，人们主要关注蔬菜、瓜果的农药残留与控制等问题，这是因为某些农药对人体的危害表现为急性中毒。但重金属残留是一种慢性中毒，不容易被察觉，一旦发现则难以治疗[1]。城市化、工业化进程中矿山开采、金属冶炼、工业废水、化石燃料的燃烧、施用农药化肥、生活垃圾等人为因素和地质侵蚀、风化等天然因素均能引起重金属的污染[2]。
公路作为人类赖以生存的依托条件，是人类生活必不可少的资源，中国人口大部分在公路沿线密布，公路对居民的影响至关重要。高速公路作为交通干线主要组成部分，连接了国家90%以上的大中型城市。公路重金属污染属于线源式污染，短时间内毒性强，污染严重。长期会在周围环境中逐渐富集，潜在危害性强[3]，线源式污染比点源式污染流动性强，难以控制。公路沿线农业发达，蔬菜种植面广，分布零散，但蔬菜的种植并不像大棚种植那样严格控制生长条件和营养条件，易受到周围环境因素的影响，而这些因素恰恰被老百姓所忽视，长此以往会严重危害食用者的身体健康[4]。近年来关于不同土壤蔬菜中重金属的污染和公路旁土壤重金属的污染已有较深入的研究，孙清斌等[5]通过研究大冶矿区土壤-蔬菜重金属污染特征得出矿区土壤不同重金属污染程度及对人体健康的潜在危害风险。李仰征等[6]研究了公路旁土壤重金属空间分布及其与理化性质的关系，指出土壤重金属水平方向分布总体表现为公路临近区域积累较强。公路重金属污染以pb为主[7]，大量研究表明叶菜中pb含量最大，本研究以公路临近区域大白菜及土壤中重金属为研究对象，得出其变化特征及影响因素，为解决临近公路蔬菜安全利用和污染防治及当地居民饮食健康问题提供一定的参考依据。
1材料与方法
1.1样品采集
1.1.1采样点的设置在江西境内4条颇具代表性的交通道路及2个背景区域（郊区）进行调查采样，距离路基10m内，采集农田土壤和大白菜。采样点为沪昆高速、德昌高速、乐平206国道、玉山320国道、乐平郊区和新余郊区。
1.1.2采集方法蔬菜用多点混合法[8]采集，每个采样区域采集蔬菜样品6个，共获取蔬菜样品36个。农田土壤样品采于蔬菜生长的根区土壤，即采集农作物生长的耕作层（0～20cm）作为土壤样品[9]。每个样品在10m×10m正方形4个顶点和中心共5处各采集1kg土壤，将5处土壤充分混匀后以四分法保留1kg土壤作为该点样品，每个采样区域采集土壤样品3个，共获取土壤综合样18个。土样经自然风干后剔除碎石、植物根系、有机残渣等杂物，磨碎后，过20目尼龙筛，混匀备用[10]。
1.2样品处理和分析
1.2.1样品预处理土壤样品采用高压密闭消解法[11]，蔬菜样品的预处理选择湿式消解法[12]。
1.2.2样品测定pb的测定选用石墨炉原子吸收光谱法[13]。
1.2.3分析方法单因子指数法可用于分析土壤和蔬菜中重金属的污染程度，计算公式如下：
pi=Ci/Si（1）
式中，pi为污染物单因子指数；Ci为实测浓度，mg/kg；Si为土壤环境质量标准或蔬菜国家限量值，mg/kg。pi>1表示受到污染，pi
2结果与分析
2.1公路临近区域土壤中pb含量的分布特征
不同公路段土壤重金属pb的统计结果见表2。高速及国道临近公路土壤中pb含量高于远离公路的郊区土壤。临近公路蔬菜中pb含量呈现为高速路高于国道，国道高于郊区。
以江西土壤自然背景值32mg/kg为标准，沪昆高速和昌德高速临近土壤重金属pb平均超标分别是1.62和1.06倍，最高超标为2.32和1.34倍，存在明显的累积现象；乐平206国道临近土壤重金属pb平均值未超过当地土壤背景值，积累较弱；玉山320国道土壤pb的平均值是当地背景值的1.24倍，最高值是土壤背景值的1.39倍，存在较明显的累积现象；乐平郊区、新余郊区土壤中pb的最高值虽然超过了当地的土壤背景值，但是其平均值均未超出当地的土壤背景值，不存在pb累积现象。
2.2邻近公路蔬菜中pb含量特征
我国蔬菜重金属的主要评价标准如表3所示，1～4级可视为无公害绿色蔬菜，5级为国家食品安全限量标准。沪昆高速和德昌高速公路临近区域蔬菜中pb含量的平均值均超过了国家食品安全标准，其中超过国家限量的样品分别占69.0%、78.0%，不宜食用；乐平206国道和玉山320国道蔬菜中pb含量的平均值均大于0.2mg/kg，超过了绿色蔬菜范畴但未超过安全标准，其中3～4级之间的样品分别占47.6%、50.5%，说明样品区属于中度或者轻度的污染区，存在较小的风险；乐平郊区和新余郊区蔬菜中重金属pb含量的平均值均小于0.2mg/kg，其中在3级以下的分别占60.0%、49.3%，属于无公害绿色蔬菜，适于广大居民的食用。
2.3不同公路段蔬菜和土壤中pb的差异
临近高速公路和国道蔬菜中pb的单因子污染指数均大于1，而远离公路的郊区蔬菜中pb的单因子污染指数均小于1；临近公路蔬菜中pb的单因子污染指数大于相应土壤中pb的单因子污染指数，而郊区蔬菜中pb的单因子污染指数小于相应土壤中pb的单因子污染指数（表4）。蔬菜中pb变异系数的平均值远大于土壤中pb变异系数的平均值，以沪昆和德昌高速附近蔬菜表现最明显，说明蔬菜对pb的富集作用比土壤对pb的富集作用更复杂，公路对蔬菜中pb的迁移具有很大的影响（表5）。
2.4交通对蔬菜重金属pb的影响
蔬菜种植受到土壤、水体灌溉、施肥等诸多因素的影响，临近公路的蔬菜种植受交通源的影响，不同公路段临近蔬菜中pb含量具有差异性，公路源中的车流量是污染蔬菜的主体因素。从本研究的结果来看，首先，临近公路蔬菜受到不同程度的重金属pb的影响，其中沪昆高速公路沿线蔬菜中pb含量最高，污染最严重，公路样本区蔬菜中的pb含量均超过了无公害蔬菜的限值，说明临近公路蔬菜中pb污染具有一定的普遍性，这可能与交通污染源有关，交通环境重金属的来源主要有机动车尾气的排放、燃油的蒸发、油料泄漏、汽车金属部件和轮胎的磨檫磨损、沥青或路面的磨损老化、融雪（冰）剂等道路维护化学物质[16，17]。其次不同公路源对pb的污染程度不同，如表4，根据单因子污染指数，蔬菜中pb的污染程度表现为德昌高速>沪昆高速>乐平206国道>玉山320国道>新余郊区>乐平郊区，总体而言公路>郊区，高速、国道与乡道最大的差异是交通量的不同，因此，蔬菜中pb含量受交通量的影响，钱鹏等[18]的研究表明大气颗粒物中pb浓度随车流量的增加而增加，证明了交通活动是pb等重金属的主要来源，这与本研究的结果一致。
交通源可以通过影响土壤的中pb含量和理化性质间接影响蔬菜中pb的含量，也可以以大气沉降和漂移等途径直接影响蔬菜中pb的含量，公路源产生的重金属pb对蔬菜的污染程度高于对土壤的污染。大量的研究结果表明，公路源污染可以改变土壤的pH、有机质、盐度等理化性质和重金属的含量及其pb的存在形态，进而影响蔬菜等农作物对营养物质的吸收和重金属在蔬菜等植物体内的富集[19-20]。本研究结果表明，一方面，高速路和国道采样区蔬菜中pb的变异系数>土壤中pb的变异系数，说明蔬菜对pb的富集和迁移作用明显，同时也表明土壤并不是蔬菜中pb的唯一来源，蔬菜中pb一部分来自于机动车辆尾气的大气颗粒物沉降和地面扬尘的溅射，方凤满等[21]的研究表明芜湖市三山区蔬菜中重金属的积累并不完全决定于土壤重金属的全量，这与本研究临近公路蔬菜中pb的污染特征具有相似性。另一方面，根据单因子污染指数，高速公路pb的污染程度大于相应土壤中污染程度，高速公路设有排水沟、防护林可以有效地减缓雨水冲涮和径流带来的污染[6]，可以近似认为土壤pb来自于含pb颗粒物的大气沉降，由于土壤面积大，土壤比表面积小，雨水稀释度高，而蔬菜承载降水量较小，比表面积大，并且蔬菜可以从土壤中吸收pb，所以在相应的土壤背景值和蔬菜标准值一定的条件下，蔬菜中的pb污染程度高于土壤中pb的污染。
公路交通量不仅是构成交通环境的主要因素，还是影响邻近公路土壤和蔬菜中重金属含量特征的主导因素，即交通量越发达、交通流量越大，其沿线土壤和蔬菜重金属污染越严重，随交通环境的变化，土壤和蔬菜中重金属pb的含量有显著的相关关系，呈现一定的线性关系。本研究结果表明，首先，不同的公路重金属含量表现出明显的不同，对土壤而言沪昆高速>玉山320国道>德昌高速>乐平206国道>乐平郊区>新余郊区，对蔬菜而言德昌高速>沪昆高速>乐平206国道>玉山320国道>新余郊区>乐平郊区，整体而言临近高速公路蔬菜中pb含量>临近一般公路蔬菜中pb含量>郊区蔬菜中的pb含量，表明交通流量大的区域土壤和蔬菜中重金属pb含量高，陈长林等[22]的研究表明土壤两侧重金属污染随着运营时间的延长和交通流量的增加而越来越强，这与本研究的蔬菜中的pb含量的变化和污染具有相似性。其次，根据对这几条公路交通流量的跟踪调查，做出交通量与邻近公路土壤和蔬菜中重金属pb的散点图，添加变化趋势曲线，如图1和图2所示。
邻近公路土壤中的重金属pb和蔬菜中的pb含量与交通量的线性关系非常好，R2值分别为0.9060和0.8207，呈现显著的正相关关系。
3小结与结论
1）蔬菜种植受到临近公路的影响，不同的交通源对蔬菜中重金属含量的影响存在着显著差异，国道及其国道级以上的公路临近蔬菜中的pb平均含量均超过了国家无公害绿色蔬菜的限值，属于污染蔬菜，而郊区等远离公路的地区蔬菜中pb平均含量的平均值小于0.2mg/kg，在无公害蔬菜范畴之内。
2）推测交通源运营过程中机动车辆尾气、路面沥青、油料泄漏等污染源产生的pb可以通过影响土壤中的pb含量和理化性质间接影响蔬菜中pb的含量，也可以通过大气沉降和漂移等途径直接影响蔬菜中pb的含量，公路源对蔬菜的污染程度高于对相应土壤的污染程度。
3）交通流量构成的交通环境对于公路沿线土壤和蔬菜的重金属污染有非常密切的正相关关系，交通越发达、交通流量越大，其沿线土壤和蔬菜受重金属污染越严重。土壤和蔬菜中重金属pb的含量和污染分布规律为：高速公路>一般公路>郊区。
参考文献：
[1]黄国勤.江西省土壤重金属污染研究[a].中国环境科学学会.2011中国环境科学学会学术年会论文集（第二卷）[C].乌鲁木齐：中国环境科学学会，2011.
[2]CYRUSJ，StoLem，HeinRiCHJ，etal.elementalcompositionandsourcesoffineandultrafineambientparticlesinFurthest，Germany[J].Scienceofthetotalenvironment，2003，305（1-3）：143-156.
[3]王其枫，王富华，孙芳芳，等.广东韶关主要矿区周边农田土壤铅、镉的形态分布及生物有效性研究[J].农业环境科学学报，2012，31（6）：1097-1103.
[4]wanGXL，Catot，DinGBS，etal.Healthrisksofheavymetalstothegeneralpublicintianjin，Chinaviaconsumptionofvegetablesandfish[J].Scienceofthetotalenvironment，2005，350（1-3）：28-37.
[5]孙清斌，尹春芹，邓金锋，等.大冶矿区土壤-蔬菜重金属污染特征及健康风险评价[J].环境化学，2013，32（4）：671-672.
[6]李仰征，莫世江，马建华.公路旁土壤重金属空间分布及其与理化性质的关系[J].湖北农业科学，2014，53（3）：528-529.
[7]李吉锋.关中公路土壤重金属污染及潜在生态危害分析[J].土壤通报，2013，44（3）：744-745.
[8]王学锋，姚远鹰.107国道两侧土壤重金属分布及潜在生态危害研究[J].土壤通报，2011，42（1）：175-177.
[9]邵莉，肖化云，李南，等.高速公路沿线路面灰尘及土壤中重金属污染特征研究[J].地球与环境，2013，41（6）：666-667.
[10]赵金璇，李玉锋，梁佳，等.贵阳和万山地区部分蔬菜中的重金属含量及其健康风险[J].生态毒理学报，2009，4（3）：392-398.
[11]李静，常勇.土壤重金属污染评价方法的研究[J].农业灾害研究，2012，20（4）：50-52.
[12]林小红，张立平，魏长金.湿式消解法测定茶叶中铜、铅、锌、铁含量[J].预防医学论坛，2008，14（4）：324-327.
[13]安代志，王莉莉，岳丽君，等.塞曼火焰原子吸收与石墨炉原子吸收法测定明胶空心胶囊壳中铬的方法比较[J].药物分析杂志，2012，32（8）：138-142.
[14]徐光炎，何纪力，郭依勤，等.江西省地区土壤环境质量评价标准[J].中国环境监测，1992，8（3）：6-7.
[15]GB2762-2012，食品安全国家标准[S].
[16]BJoRKK，GeRDw.HeavymetalpatternandsoluteconcentrationinsoilsalongtheoldesthighwayoftheworldCtheaVUSautobahnenviousmonitassess[J].environmentmonitassess，2012，184（11）：6469C6481.
[17]DanieLp，LoFtS，KoCHaBa，etal.oxidationdamagetoDnaandrepairinducedbynorwegianwoodsmokeparticlesinhumana549andtHp-1celllines[J].mutatRes，2009，674（1-2）：116-122.
[18]钱鹏，郑祥民，周立F，等.312国道沿线土壤、灰尘重金属污染现状及影响因素[J].环境化学，2010，29（6）：1141-1145.
[19]GiLDaR，CataLinR，ioneLi，etal.airpollutionparticlespm10，pm2.5andtheapostropheozoneeffectsonHumanhealth[J].proceed-SocialandBehavioralSciences，2013，92：826-831.
[20]张辉，马东升.公路重金属污染的形态特征及其解吸、吸持能力探讨[J].环境化学，1998，17（6）：564-568.
土壤的本质特征篇9
关键词土壤污染生态环境治理对策
一、土壤污染的现状
随着经济和社会的快速发展，我国的土壤环境破环严重，土壤污染持续恶化。目前，全国土壤污染的超标率已经达到了16.1%，污染点的比例依次为重度污染1.1%；中度污染1.5%；轻度污染2.3%；中轻微污染11.2%，主要体现在工矿业、农业等人类生产和生活方面。我国的土壤污染类型主要表现为无机型、有机型和复合型，其中无机型污染比重较大，其污染超标点位数占到了全部污染超标点位的五分之四以上，污染问题突出。我国的土壤污染范围较广，总体来看，南方地区土壤污染程度大于北方地区，主要集中在经济发展水平较高、工业化发达的工矿业周边、城市及近郊区。土壤污染的蔓延直接触及我国的生态保护红线和耕地保护红线，造成生态环境质量逐渐下降，耕地土壤环境和生产能力严重退化。现阶段我国土壤污染以重金属污染为主，受污染耕地总面积1.5亿亩，占到了我国18亿亩耕地保护红线的8.3%，耕地质量受损严重，造成了巨大的经济损失。[1]
二、土壤污染的特征和危害
（一）土壤污染的特征
土壤污染作为我国生态环境治理的短板之一，与其他短板相比有不同的特征。土壤污染是进入土壤的污染物含量超过了土壤自身的净化能力，使土壤内部机理发生质变。第一，土壤污染的来源复杂多样，涉及大气，废水污水、化工用品、重金属、固体废弃物、农药化肥等多方面。第二，土壤污染不容易被察觉，而且形成污染的周期长，滞后性比较突出。第三，土壤污染是污染物在土壤中发生量变的过程，一般污染物进入土壤之后，流动性大大减小，因而不断沉积从量变引起土壤质变。第四，土壤污染治理困难程度大，治理周期较长，成本较高。[2]
（二）土壤污染的危害
第一，土壤污染通过大气循环，食物链的富集，水环境污染等渠道，经过各种方式进入人类和动植物体内，严重影响了人类和动植物的健康。第二，土壤污染制约了我国农业生产的发展，造成农作物减产，农产品质量下降，被间接污染的农产品又直接影响到人类的食品安全。第三，土壤污染影响人类生存空间的环境质量，目前我国发生的多起毒地事件在很大程度上已经引起了人们对土壤污染的重视。第四，土壤污染威胁到我国生态环境安全和社会经济可持续发展，山水林田湖是一个命运共同体，没有土壤环境的安全就不可能实现生态环境的安全，土壤污染严重阻碍了我国现代化建设的进程。[3]
三、土壤污染治理中存在的问题
第一，土壤污染治理法律制度缺失，现阶段我国还没有专门的治理土壤污染的政策或法规，面对目前土壤污染的严峻形势，制定土壤污染防治法及配套政策法规迫在眉睫。第二，土壤污染修复手段单一，技术不成熟，传统的修复技术难以适应复杂多变的污染状况，现行的治理手段往往比较单一且效率低，缺乏技术创新，既耗时又耗力。第三，土壤污染管理机制和防治体系不健全，我国土壤污染治理涉及的治理主体多，关系复杂，以往的土壤污染治理中经常出现部门之间相互推诿的情况，造成监管空缺，缺乏统一的管理机制。我国土壤资源种类较多，制定的土壤质量评价标准也多，如何建立一套统一协调的标准体系是今后提高土壤污染治理成效的关键。第四，土壤污染治理周期长，资金需求大。由于土壤污染的滞后性、持久性等特点，导致土壤污染治理的周期较长，加之土壤污染的隐蔽性，使社会公众对土壤污染的重视程度不够，参与治理土壤污染的积极性不高，这些原因都会增大土壤污染防治成本。[4]
四、土壤污染治理对策
（一）严格落实“土十条”，推进土壤污染治理进程
新常态下，美丽中国建设和生态文明建设都对我国的生态环境安全提出了更高的要求，国务院也了《土壤污染防治行动计划》，土壤污染治理面临巨大挑战。《土壤污染防治行动计划》的为我国土壤污染治理指明了目标和方向，因此必须坚持创新、协调、绿色、开放、共享的发展理念，严格落实“土十条”里的各项任务目标，推进土壤污染治理，改善土壤环境，保障生态环境安全，促进社会和经济的可持续发展。
（二）建立健全土壤污染综合治理的法律体系
面对当前我国土壤污染治理中的种种问题和弊端，必须尽快建立治理我国土壤污染的专门法规，健全土壤污染治理各项配套政策和措施。以立法的方式助推土壤污染治理，明确污染治理主体的职责权限，杜绝污染防治和处理应急事件的过程中相关部门互相推诿的情况。在治理土壤污染的过程中，要强化政府的作用，以政府为主导，加强土壤污染的监管和执法力度，实行污染者付费的制度。企业要严格遵照生产过程中排放“三废”的处理要求，加强农业生产过程中化肥农药等的使用和管理，鼓励私营组织、社会大众等社会资本参与治理土壤污染，形成治理土壤污染联防联治的多元化格局。
（三）实施土壤污染精准监测机制，完善土壤质量评价标准体系
土壤污染治理的首要前提是全面精准监测和普查全国的土壤污染，建立大数据形式下我国土壤污染监测的信息网络和数据平台，建立土壤监测的制度与规范体系，尽快实现我国土壤质量检测的全覆盖。要从源头开始建立土壤污染监测的长效机制，严格监督工矿业、农业，水环境、重金属行业等的污染，在此基础上，进一步完善土壤质量的评价标准体系。
（四）创新土壤污染修复技术与治理手段，降低治理土壤污染的成本
在治理土壤污染的过程中不断探索和创新土壤修复的新技术和新方式，加大土壤污染治理的科技投入，改造升级土壤污染治理的设施设备。通过借鉴国外的先进技术和模式，结合我国土壤污染的实际情况，建立多功能、专业的技术研发平台，不断优化土壤污染治理模式，完善土壤治理的多元化的投资或融资机制，从根本上降低治理土壤污染的成本。
五、结语
土壤污染治理的成效关系到我国社会和经济的可持续发展，也关系到人类的健康和生存环境的质量，同时也关系到我国的生态安全和生态文明建设的成败。加强土壤污染治理和改善土壤环境质量是我国新常态下全面建成小康社会的必然要求，因此必须结合我国实际情况，从社会发展的各个方面着手，重点发力，全面治理，为建设“美丽中国”打下稳固的基础。
（作者单位为西北师范大学社会发展与公共管理学院）
[作者简介：杨佳新（1988―），男，甘肃庆阳人，西北师范大学社会发展与公共管理学院研究生，管理学学位，研究方向：土地经济与政策。]
参考文献
[1]环境保护部，国土资源部.全国土壤污染状况调查公报[J].中国环保产业，2014（5）：10-11.
[2]陈微，魏君.土壤环境污染现状分析与对策研究[J].黑龙江科学，2014，5（7）：112.
土壤的本质特征篇10
（1）海峡两岸学术界在对土壤认识上具有高度的一致性。海峡两岸土壤学界均坚持并倡导《尚书・禹贡》《管子・地员》中的土壤观，即以土色定九州和以土壤性质评价土壤生产力；在有关近代土壤学发展方面，海峡两岸学者均认同德国学者a.D.thaer（1752-1828）的“腐殖质营养学说”、DeSaussur（1767-1828）的“无机营养学说”、J.F.Liebig（1803-1873）“矿质营养学说”，以及农业化学土壤学派和农业地质土壤学派，均将俄国学者B.B.Dokuchaev（1846-1903）创建的“土壤地理发生学”首推为现代土壤学的的始祖，并将以影响土壤形成发育的五大成土因素作为古典土壤学思想的典范。
（2）海峡两岸学术界对土壤基本属性和功能的认识是一致的。大陆学者李天杰、赵烨等2004年、2012年将“土壤作为自然资源和环境要素的集合体，研究土壤的肥力、生产能力和生态环境自净能力”；台湾土壤学界也认同：土壤科学的学术领域，已由原本以农业生产为主的研究，扩充到含括环境及生态等主题。
（3）海峡两岸土壤地理与土壤分类方面的交流有待加强。海峡两岸具有丰富的土壤资源和复杂多样的土壤类型，两岸学者均从“元素化合物土壤矿物土壤有机-无机复合体土壤结构体土层土壤剖面单个土体聚合土体土链/土壤景观土壤区域土壤圈”开展土壤地理学及分类研究，大陆学者在研究众多土壤类型形成发育规律与空间分布规律方面有特色，台湾学者在土壤诊断学及其土壤信息化研究方面则有优势，亟待相互交流和共同发展。
（4）海峡两岸在土壤污染防治技术研究方面有待加强交流合作。自20世纪中后期以来，海峡两岸先后进入社会经济持续快速发展期，由于自然环境条件、人口及其生产生活高度密集性、发展方式滞后性等原因，致使区域性生态环境破坏、水土流失和局地性土壤污染的事件逐渐增多，危害极大，亟待两岸学者通过学术交流加以应对，以确保社会经济持续发展和人群健康。台湾学者在土壤污染修复研究方面成果突出，并明确提出了重金属污染土壤的植物修复必须采用非食源性植物的思想，值得大陆学者所借鉴。大陆学者赵烨等2012年出版《土壤环境科学与工程》，在综合分析国内外特别是海峡两岸学者研究成果的基础上，提出了土壤污染修复的基本原则和基本途径，分析了运用非食源性经济植物――陆地棉萃取耕地土壤重金属的可行性，还介绍了通过能源植物柳树的短期矮林轮作（ShortRotationCoppice，SRC），修复重金属污染土壤的可行性（详见附图资料）。
（5）海峡两岸在土壤资源管护方面有待加强交流合作。土壤是生产粮食、饲料、纤维、燃料和原材料的基础性资源，土壤处于人类生态系统食物链的首端，故土壤资源及其状况不仅关乎人群的饥寒，还决定人群的健康状况，近年来国际社会日益关注土壤这个资源与环境集合体。我国台湾省早在二十世纪中后期就建立了以《土壤及地下水污染整治法》为中心的土壤污染防治体系，建立了完备的土地信息备查、分级分区管理、“双标准”等特色制度。这些经过实践检验的土壤污染整治的地方法规值得大陆学者和地方政府相关部门借鉴与发展。