土壤环境特征第1篇

【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Chenopadium ambrosioides L.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。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1 800～2 500 h，年雨量约1 000～1 600 mm，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1 600～2 000 h，耕作制度以一年二熟为主，水资源丰富，年平均降水量1 500～2 200 mm； 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 500 m 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

1.3.1 pH 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3080Es X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 LC 20A 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 ＞10 cmol/kg，福建漳州的稍高，为20.473 cmol/kg，广东汕头的略低，为11.070 cmol/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7.309 cmol/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 1.48 mg/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3.447 8，2.402 6。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111.9～242.8 mg/kg，速效钾109.5～168.8 mg/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］Nascimento FRF， Cruz GV， Pereira PVS， et al. Ascitic and solid Ehrlich tumor inhibition by Chenopodium ambrosioides L. treatment［J］. Life Sciences，2006，78: 2650.

［3］Lall N， Meyer JJM. In vitro inhibition of drugresistant and drugsensitive strains of Mycobacterium tuberculosis by ethnobotanically selected South African plants［J］. Journal of Ethnopharmacology ， 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.

土壤环境特征第2篇

关键词：硒；硒的形态；有效性

收稿日期：2011-10-04

作者简介：姜磊（1984―），男,江苏江都人,助理工程师,主要从事水工环地质方面的研究工作。

中图分类号：O613.53

文献标识码：A

文章编号：1674-9944(2011)11-0123-03

1引言

通常意义上的硒元素分布主要是指硒在自然界岩石、土壤、水体、食物中硒的含量水平和赋存状态。在全球范围内各种环境介质由于受到多种不同因素的作用和影响、以及测定方法和仪器精密度的限制,也使得硒的含量分布和状态水平差异较大。即使在同一环境介质中,由于组分和结构的复杂性,其赋存的硒也不尽一致，因此有必要对土壤中硒的分布作进一步的分析［1］。

2土壤中的硒

土壤中硒的来源主要有成土母质、降水和降尘、灌溉、富硒植物死亡后分解释放，富硒地下水通过毛细管作用上升于土体上部，化学肥料中的含硒杂质，使用杀虫剂带入的硒，施有机硒肥带入的硒，施用粉煤灰带入的硒，高硒工业污染物如污水、垃圾等进入土壤。在非工业污染区,主要靠母质的风化释放。

Allaway等认为从土壤系统进入生态系统中的硒是Se元素的主要来源。世界各国土壤中的硒大多在0.08~2.0μg/g。影响土壤硒含量的因素主要有成土母质,成土过程、土壤质地、土壤有机质和人为因素。

在我国环境中硒的分布规律是东北至西南走向有一条低硒带,其西北方向为干旱地区富硒环境,东南方向为湿润地区富硒环境。从东北地区暗棕壤、黑土向西南方向,经黄土高原上的褐土、黑沪土至川滇地区的棕壤性紫色土、红褐土、红棕壤、褐红壤地区,再至青藏高原东部和南部的高山草甸土(黑毡土),形成一条低硒带。低硒带的西北部则为干旱、半干旱地带(即西北非病带)黑钙土、栗钙土、灰钙土和灰漠土。位于低硒带东南部的广大地区包括贵州省的开阳县(即东南非病带),分别是湿润热带和亚热带黄壤、红壤、砖红壤和相应的水稻土。我国土壤中硒的分布形成了中间低(以棕褐土系列为中心)东南部和西北部广大地区较高的马鞍型趋势［2］。

2.1土壤中硒的形态特征

土壤硒的赋存形态的研究包括两个方面,其一是基于硒的价态,其二是基于硒与土壤中其它组分的结合形式［3］。根据硒的原子价态可分为6级［4］:元素态硒(Se),在土壤含量甚微,很不活泼,不能为植物利用；硒化物(Se2-)是半干旱地区未经强烈风化的富硫化物和黄铁矿的土壤中硒存在的主要形态；亚硒酸盐(SeO2-3)是土壤中硒的主要赋存形态,也是植物吸收的主要无机硒形态,广泛存在于温带湿润地区土壤中；硒酸盐(SeO2-4)是土壤硒最高价态,易被植物吸收,主要存在于碱性和通气良好土壤中；有机态硒是土壤硒的主体部分之一,主要来自含硒植物的腐解；挥发态硒,部分有机硒经微生物分解形成气态的易挥发的烷基硒化合物,土壤及其生长植物所散发的特殊气味就是烷基硒。根据与土壤中其它组分的结合形式来区分土壤中硒的形态,这方面的研究报道较多。

早期Carry等用75Se和系统分离的方法研究了土壤中硒可能的结合形式及其与植物利用率的关系,为阐明土壤硒的形态提供了依据［5］。土壤硒大部分能溶于碱性溶液,这些碱性提取物可进一步分离成为胡敏酸和富里酸二组分,Kang等研究指出,无机硒主要存在于富里酸组分中,而胡敏酸组分中的硒可能以硒氨基酸形态存在［6］。由于富里酸组分中含有无机硒,Kang等认为对富单酸中硒形态的分组有助于完善土壤硒的分类体系。Gustafssont采用连续提取法将森林土壤硒区分为NaH2PO4可溶性SeO2-4,Na4P2O7/ NaOH可溶性Se、胡敏酸Se、疏水富里酸Se.亲水富里酸Se.无机SeO2-3等组分［7］。鉴于硒和磷在土壤中的化学行为具有相似性,侯少范［8］在参照Jackson系统分离土壤磷的方法的基础上,将土壤硒分离成为水溶性Se、A1～Se、Fe～Se、Ca～Se、被包蔽的铁～Se、被包蔽的铝～Se以及残余态Se等7种形态。研究者从各自的研究日的和研究对象出发,或提出自己的分级体系和程序或对某一原有的体系和程序加以修改和发展,这主要包括各个形态的分级和提取剂的选择两个方面。近十年来,多种土壤硒的形态分级方法和体系被建议和采用。

2.2硒的有效性

土壤中硒以不同形态存在,对植物的有效性各异,植物吸收利用的硒包括部分有机硒(占水溶态硒的30%～95%)、硒酸盐和亚硒酸盐。土壤中而不引发生物危害性,这主要取决于其形态、价态和理化性质。土壤全硒一般不能很好地反映土壤对植物的供硒水平,只能作为土壤硒的容量指标,Olson等较早研究了土壤硒对植物有效性问题,证实土壤硒的有效性决定于水溶性硒的数量［9］。Nye等研究发现水溶性硒和植物摄硒量显著相关,认为水溶性硒可作为土壤硒有效性的评价指标［10］。

3影响硒有效性的因素

3.1水文地球化学环境

由于受地质构造或局部地形、地貌、海陆分布等自然因素控制而出现的不受景观地理纬度分带影响的水文地球化学环境。如在某些火山、温泉分布地区可造成局部环境硒的富集;在某些煤系地层,凝灰岩地区硫化矿床氧化带中的硒高度富集［11］。

3.2土壤酸碱度

土壤pH值的高低在很大程度上决定了土壤硒的存在形态和有效性。硒在微酸性或中性土壤中溶解度最低,而在酸性或碱性条件下溶解度均较大。碱性条件下,亚硒酸盐氧化为硒酸盐,有效性增加,产生硒中毒的土壤大多呈碱性。赵美芝研究表明,土壤pH值升高,土壤对硒吸附降低,交换态硒降低而水溶性硒增加,总的来说,pH值升高,硒有效性增加,施用石灰可增加有效态硒。

3.3土壤氧化还原状况

土壤的氧化还原物状况直接影响了硒的价态变化,从而影响硒的有效性,硒在土壤中占优势而又最重要的形态是SeO2-4、HSeO3-,SeO2-3。在高度还原条件下元素态硒是最稳定的,而最常见的还原态硒是Se2-,它可以形成稳定的金属硒化物,植物很难吸收。在氧化条件下,硒的有效性明显提高,强氧化条件尤其如此。

3.4土壤有机质

有机质对硒的有效性具有双重影响,一方面有机质矿化会释放出硒而增加有效硒,另一方面有机质具有较强的固定土壤溶液中硒的能力。这与有机质的组成有关,富里酸比例大时,硒的有效性高;而胡敏酸比例大时,硒的有效性低。

3.5土壤质地及粘粒类型

粘土矿物和铁铝氧化物对硒具有很强的固定作用,虽然全硒含量与粘粒含量呈正相关,但水溶性硒和植物含硒量则与粘粒含量呈负相关,因而硒的有效性随质地变粘而降低,也随铁、铝氧化物增加而降低［12］。

4结语

近年来,国内外对Se在土壤中形态分布规律研究的更加深入。明确了Se在土壤中的分布及存在形态与土壤理化性质、酸碱度、氧化还原状态、有机质和粘土矿物对硒的固定和硒在土壤剖面中的分布上起主要作用,研究了各种理化因素对土壤硒形态、价态以及迁移转化的影响。由于硒的生物活动性,也可作为地球化学的依据。但仍有不少问题需作进一步研究,应以地层时代、成土母岩和土壤类型为基本单位,对岩石、土壤、植物中的Se作为一个整体进行分析研究,可以让我们更一步了解土壤中硒的迁移规律。

参考文献：

［1］ 童建川.重庆紫色土硒分布、迁移富集及影响因子研究［D］.重庆:西南大学,2009.

［2］ 李春生.开阳县硒资源农业开发利用研究［D］.贵州:贵州师范大学,2000.

［3］ 李永华,王五一.硒的土壤环境化学研究进展［J］.土壤通报,2002(3):71~72.

［4］ 宋崎.土壤和植物中的硒.土壤地球化学的进展与应用［M］.北京:科学出版社,2000.

［5］ Carvy E E.Reactions of selenite-selenium added to soils that produce low-selenium forages［J］.Soil Sci Soc Am J,1967,31(1):21~26.

［6］ Kang Y,Yamada H,Kyuma K T.上壤中硒的形态及其区分［J］.土壤学进展,1995,23(2):50~53.

［7］ Gustafsson J P,Johnson L.Selenium retention in the organic of Swedish forest soils［J］.Soil Sci Soc,1992(43):461~472.

［8］ 侯少范,李德珠,工阴珍.我国上壤中结合态硒的含量和分布规律［J］.地研究,1990,9(4):17~25.

［9］ Olson G H,Bruggemvert M G M.The availahiliy,to crop plant,of different forms of selenium in the soils［J］.Soil Sci,1939(47):305~311.

［10］ Nye S M,Peterson P J.Trace substances in environmental health,Hemphill D D［J］.Univ of Missouri,1975(9):113~121.

土壤环境特征第3篇

【关键词】土壤；环境；影响；评价

一、土壤的特征

土壤环境是一个开放系统，土壤和水、大气、生物等环境要素之间以及土壤内部系统之间都不断进行着物质与能量的交换，是土壤环境发展、并随外界条件改变而发生演变的主要原因。土壤具有吸水和储备各种物质的能力，但土壤的纳污和自净能力是有一定的限度的，当进入土壤的污染物超过其临界值时，土壤不仅会向环境输出污染物，使其他环境要素受到污染，而且土壤的组成、结构及功能均会发生变化，最终可导致土壤资源的枯竭与破坏。

二、影响土壤环境质量的因素

土壤环境质量是指土壤环境适宜人类健康的程度。影响土壤环境质量的因素有建设项目的类型、污染物的性质、污染源的特征与排放强度、污染途径以及土壤类型、特性和区域地理环境特征等。不同的建设项目，排放的污染物类型不同。有色金属冶炼或矿山，主要污染物为重金属和酸性物质；化学工业或油田，主要污染物是矿物油和其他有机污染物；以煤为能源的火电厂，主要污染物为粉煤等固体废物。不同的污染因子，性质不同，对环境的危害也不同。不同的污染源，污染类型不同，对环境的影响范围也不同：工业污染源以点源污染为主，污染特征为污染区域小，影响范围窄，而以农业和交通为主的污染源，主要为面源污染和线源污染，具有污染面大，影响范围宽的特点。污染源的排放强度与污染程度和污染范围有关。污染物通过大气与水的传输，扩散速度快，对土壤的污染地域宽，而垃圾和污泥等固体废物进入土壤后，污染的范围相对较小、土壤所处的区域地理环境条件决定了土壤的类型、性质和土壤演化，从而影响污染物的不合理利用和过度开发，将引起土壤系统的严重退化。

三、壤环境质量现状调查

（1）从有关管理、研究和行业信息中心以及图书馆和情报所搜集材料，内容包括：一是征，如气象、地貌、水文和植被等资料。二是性，包括成土母质（成土母岩和成土母质类型）；土壤类型、组成、特性。三是包括城镇、工矿、交通用地面积等。四是类型、面积及分布和侵蚀模数等。五是背景值资料。六是种类、分布及生长情况。（2）测包括布点、采样、确定评价因子即监测项目等。一是布点。要考虑评价区内土壤的类型及分布，土地利用及地形地貌条件，要使各种土壤类型、土地利用及地形地貌条件均有一定数量的采样点，还要设置对照点。最后，要是土样才几点的布设在控件分布均匀并有一定密度，从而保证土壤环境质量调查的代表性和精度。二是采样。土壤样品的采集一般采用网格法、对角线、梅花形、棋盘形、蛇形等采样方法，多点采样，均匀混合，最后得到代表采样地点的土壤样品。还应调查评价区植物和污染源状况。植物监测调查。主要是观察研究自然植物和作物等在评价区内不同土壤环境条件，各生育期的生长状况及产量、质量变化。三是评价因子的确定。一般是根据监测调查掌握的土壤中现有污染物和拟建设项目将要排放的主要污染物，按毒性大小与排放量多少采用等标污染负荷比法进行筛选。

四、土壤影响评价

（1）评价拟建设项目对土壤影响的重大性和可接受性。将影响预测的结果与法规和标准进行比较。一是由拟建设项目造成的土壤侵蚀或水土流失明显违反了国家的有关法规。二是将影响预测值加上背景值与土壤标准做比较。三是用分级型土壤指数对土壤的基线值与预测拟建项目影响后算得的两组数值进行比较。如果土质级别降低，则表明该项目的影响是重大的。（2）与当地历史上已有污染源和土壤侵蚀源进行比较。请专家判断拟建项目所造成的污染和增加侵蚀程度的影响的重大性。例如，土壤专家一般认为在现有的土壤侵蚀条件下，如果一个大型工厂的兴建将是侵蚀率提的值不大于11t/hm2.a，则是允许的。但在做这类判断时，必须考虑区域内多个项目的累积效应。（3）拟建项目环境可行性的确定。根据土壤环境影响预测与影响重大性的分析，指出工程在建设过程和投产后可能遭到污染或破坏的土壤面积和经济损失状况。通过费用—效益分析和环境整体性考虑，判断土壤环境影响的可接受性，由此确定该拟建项目的环境可行性。

参 考 文 献

土壤环境特征第4篇

实验部分

1仪器及分析方法

分析仪器分别为:PE－AAnalyst原子吸收分光光度计，砷化氢发生装置。砷采用二乙氨基二硫代甲酸银光度法，镍、铜、铅、镉采用原子吸收分光光度法。

2数据处理与质量控制

数据统计分析采用均值型污染指数法，评价标准采用清洁对照点监测值进行评价。质量控制是保证监测结果准确可靠的必要措施。在监测过程中，根据质控程序对所用仪器参数进行校准。对实验室分析采用带国家标准样品和加标回收措施进行准确度控制。结果表明，曲线斜率b、截距a和相关系数r均在规定的范围内，标准样品和加标回收率实验均符合要求。

结果与分析

1蔬菜基地环境空气中重金属污染特征

按照环境空气综合污染指数法，对环境空气中重金属污染分级(分级依据为国家环境监测总站环境质量报告书编写技术规定)。即:P＜4轻污染;4＜P＜6中污染;6＜P＜8重污染;P＞8严重污染。环境空气质量分级见表1。环境空气中重金属污染区域特征为:西湾、东湾、下四分、中盘一带远郊区(蔬菜种植区)为轻污染区;白家嘴一带近郊区为中污染区;高崖子近城区为重污染区。环境空气中重金属监测指标污染特征主要以Ni、Cu污染为主，Cd、Pb污染为辅，并且Ni、Cu污染为重污染，Cd为中污染，Pb为轻度污染，As无污染。

2蔬菜基地土壤中重金属污染特征

依据中国文化书院《环境影响评价》中关于土壤环境质量评价方法中的土壤分级方法，由于土壤本身尚无分级标准，所以土壤的分级一般都按综合污染指数而定。P＜1定为未受污染，P＞1为已污染，P值越大，污染越严重。根据这一分级规则，由表2可见，新华、东湾、西湾一带的土壤未受重金属污染，土壤环境质量较好;其余测点均为轻度污染。土壤重金属污染特征表现为以Cd污染为主，其次为Ni，两项指标均为轻度污染，其它三项指标无污染，但Cu却处于将要污染的临界值。由此可见，金昌市土壤中重金属污染表现出很强的地域特征，即以冶炼厂为座标，沿东南方向，从高崖子至西湾、东湾，污染程度依次减轻。

3蔬菜中重金属污染特征

由于蔬菜中无重金属评价标准和分级标准，故本次评价是参照土壤的分级方法，采用对照点新华测点监测值作为评价标准的，其污染特征具有一定的区域性。根据土壤的分级规则，城郊蔬菜种植区西湾与东湾所采集的四种最常见蔬菜中，重金属含量相对新华而言均属轻度污染，且污染水平基本相当，其中西红柿相对而言污染偏高，辣椒与豆角偏低。蔬菜的区域污染特征为:离市区较近的西湾蔬菜中重金属污染重于离市区较远的东湾，即离市区越近，重金属污染越重。蔬菜中各项重金属指标的污染特征为:各项指标中重金属污染特征不十分显著，表现为As污染略高于其它指标，Cd污染略低于其它指标，其余指标污染水平相当。

污染原因分析

1环境空气

从环境空气中重金属污染特征分析，可清楚地看到，环境空气中重金属污染地域特征很明显是以冶炼厂为中心，向东南、西北两个方向展开，并且呈逐渐减弱之势，由此也说明造成环境空气中重金属污染的原因，主要是冶炼烟气中排放的大量金属粉尘。其次气象因素也是很重要的原因之一，这两个方向区域的环境空气中重金属污染严重，是因为金昌市夏季的主导风向为西北风与东南风，因此，导致这部分区域环境空气中重金属污染加重。

2土壤

根据土壤中重金属污染特征，再加上这一带灌溉用水为金川峡水库地表水，而金昌市地表水中重金属指标均达到《地表水环境质量标准》GB3838－2002中二级标准，不会对土壤造成污染，由此可以得出造成高崖子一带土壤中重金属污染的主要原因是金川公司冶炼烟气所致。

3蔬菜

根据蔬菜中重金属污染特征，各区域蔬菜中重金属监测结果同清洁对照点相比，相差不是很大，但还是表现出了地域特点，即离冶炼厂越近，蔬菜中重金属污染越重，可以说造成蔬菜中重金属污染的原因是由冶炼烟气造成的。

结语

通过对金昌市蔬菜基地环境空气、土壤、蔬菜中重金属污染特征研究，得出蔬菜基地环境空气已不同程度受到重金属的污染，且表现为离城区越近重金属污染程度越重;而土壤、蔬菜未受重金属污染，但仍表现出很明显的污染地域特征，即离市区较近区域土壤及蔬菜中重金属含量高于离市区较远的区域。表明金川公司冶炼烟气对金昌市蔬菜基地环境质量造成了不同程度的影响，应引起各方面的关注。

防治措施

1制定污染防治规划

金昌市有关部门应结合市区环境空气中重金属污染现状，划定重金属污染规划区，制定规划区重金属污染防治规划，确定目标，逐年实施，控制污染。

2形成各部门齐抓共管机制

污染防治工作涉及部门广泛，如环保、城建、林业、水利等部门，应建立起由政府对规划区环境空气质量负责，环保部门统一组织协调、监督管理，各部门通力合作，齐抓共管的管理运行机制。

3建立制度，规范管理

环境空气中重金属污染防治工作，技术难度大，没有成熟的管理经验可以借鉴。因此，要建立切实可行的管理制度，使污染防治工作有章可循，有法可依，逐步走上法制化轨道。

4强化源头管理，推行清洁生产

金昌市的环境污染与生产工艺技术落后、管理不善密切相关。冶炼过程的采掘率和金属回收率较低，这样，既浪费了资源，又污染了环境。因此，要依靠科技进步，积极探索研究冶炼烟气中重金属回收利用的新途径，推行清洁生产工艺，以减少污染物排放。

5加强“菜篮子”产品产地环境管理

在所划定的“菜篮子”产地设置必要的防治污染的隔离带或缓冲区，在其周边要严格控制工业污染源的排放，对已经投产的有污染且不达标的建设项目，必须严格监管，依法停产治理，对逾期不能达标的企业，建议政府对其关闭。加强对“菜篮子”产品产地的环境监督管理力度，及时调查处理“菜篮子”产地环境污染事故与纠纷，并对“菜篮子”产品产地环境质量实施动态监测与评价，为政府选择划定“菜篮子”产品产地提供依据。

6充分发挥环境监测的技术监督作用

环境监测要充分发挥其技术监督、技术支持、技术服务的作用，根据国家和省、市环保部门的实际需求，进一步补充完善环境监测技术路线，组织制定“菜篮子”产品产地专项环境监测规划或方案，开展对“菜篮子”产品产地大气、水质、土壤等环境要素的监测，为市政府决策并加强污染防治提供科学依据。

土壤环境特征第5篇

关键词：三峡库区；消落带；土壤重金属含量；分布特征；污染评价

中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2013）15-16-03

The Characteristics and Assessment of Heavy Metal Concentrations in Fluctuation Zone of Three Gorges Reservoir Area

Mo Fuxiao et al.

（School of River and Ocean Engineering，Chongqing Jiaotong University，Chongqing 400074，China）

Abstract：This study was devoted to fluctuation zone of Three Gorges reservoir area in Yunyang and the concentrations of Cu，Zn，Pb，Cd and Cr were determined which ranged from 175m to 163m in water-level-fluctuating zone soils. The result indicated that the total concentrations of Cu，Zn，Pb，Cd and Cr were 58.09mg/kg，108.93mg/kg，15.18mg/kg，0.46mg/kg and 71.81mg/kg，respectively. The profile distribution characteristics of heavy metal content changed regularly：the content of Cu，Cr and Zn in surface soil is higher than that of in the deep soil，but the content of Cr and Zn in surface soil is lower than that of in the deep soil at the dry-wet alternation；Content characteristics of Pb and Cd was the same，emerged as the surface is less than deep and the surface is more than deep at the dry-wet alternation. The study area was contaminated by Cd，Cu，Zn and Cr in varying degrees，but far from the Pb pollution；however pollution of Cd was particularly serious，even beyond the background value more than three times.

Key words：Three Gorges reservoir area；Fluctuation zone；Heavy metal in soil；Characteristic；Pollution assessment

消落带是因水库调度引起的水位涨落而于库区周围形成的一段特殊区域。在人工调控下，三峡库区水位的周期性涨落会在两岸形成垂直落差30m、面积约348.9km2的消落带。消落带是水生生态系统与陆生生态系统的过渡地段，其土壤理化性质及重金属含量严重影响库区水质和周围动植物的生命活动。消落带土壤重金属污染具有隐蔽性强、形态多变、无法被生物降解、容易在生物体内累积等特点[1]，并能通过食物链在生物体内不断富集，最终将严重危害人类的健康[2-3]。笔者对三峡库区消落带云阳段不同高程、不同采样深度土壤剖面的重金属Cu、Zn、Pb、Cd和Cr含量与分布特征进行分析和研究，进一步评价该区土壤重金属污染情况，以期为库区生态环境治理和农田可持续发展奠定理论依据。

1 材料与方法

1.1 土样采集及调查 2012年4月，在重庆市云阳县境内沿长江主要次级河流的三峡库区消落带的荒地采集土样。根据土地利用状况及周围环境情况布设采样点[4]，选择177m、175m、170m、165m和163m高程的5个采样点分别采集0～10cm和10～20cm层次的土样，每个土样采集1kg，共10个土样。163m水位是水土接壤处，处于干湿交替状态；170m高程处有排水沟。土样经室内自然阴干，除去碎石、植物根等杂物，经四分法混合均匀后研磨过100目筛，装入塑料自封袋编号备用[5]。

1.2 测定指标监测项目与分析方法 主要监测项目为Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 5项指标。分析方法均按照土壤环境监测技术规范（HJ-T166―2004）规定的分析方法测定Cu、Zn、Pb、Cd和Cr[6]：Cu、Zn、Cr采用火焰原子吸收分光光度法；Pb、Cd采用石墨炉原子吸收分光光度法。；pH值采用便携式土壤pH计（IQ150-美国）测定。研究区10个土样pH为5.23～5.80，均值为5.56。

1.3 评价标准及方法 选用国家土壤环境质量标准（GB15618―1995）自然背景和三峡库区土壤背景值[7]做参照值（见表1）对库区Cu、Zn、Pb、Cd和Cr进行评价。

表1 土壤环境质量标准（mg/kg）

[重金属＼&Cu＼&Zn＼&Pb＼& Cd＼&Cr＼&自然背景＼&35＼&100＼&35＼&0.20＼&90＼&三峡库区背景值＼&25.00＼&69.88＼&23.88＼&0.134＼&78.03＼&]

采用单因子指数法评价土壤重金属污染情况。单因子污染指数计算公式如下：

Pi =ρi / si

其中：Pi为土壤污染物i的污染指数；ρi、si为污染物i的实测和参照浓度（mg/kg）。

Pi≤1，土壤重金属含量未超标，不影响作物生长发育和人体健康；Pi>1，土壤重金属含量超标，危害作物生长发育和人体健康。

2 结果与分析

2.1 消落带研究区内各采样点土壤的pH、重金属含量 消落带研究区内10个不同高程采样点土壤均偏酸性，pH为5.23～5.80，均值为5.56，土壤重金属含量统计结果见表3。

表3 各采样点重金属含量（mg/kg）

[编号＼&Cu＼&Zn＼&Pb＼&Cd＼&Cr＼&177m（0～10）＼&82.7＼&193.8＼&14.2＼&0.45＼&80.3＼&177m（10～20）＼&54.8＼&60.2＼&17.3＼&0.47＼&64.4＼&175m（0～10）＼&50.9＼&98.1＼&15.5＼&0.46＼&85.9＼&175m（10～20）＼&47.3＼&46.4＼&17.9＼&0.55＼&40.0＼&170m（0～10）＼&72.8＼&97.6＼&10.6＼&0.40＼&95.0＼&170m（10-20）＼&74.9＼&142.3＼&12.9＼&0.41＼&74.4＼&165m（0～10）＼&47.5＼&109.2＼&15.6＼&0.54＼&62.7＼&165m（10～20）＼&26.3＼&54.6＼&16.0＼&0.51＼&70.7＼&163m（0～10）＼&67.8＼&138.8＼&19.1＼&0.49＼&47.8＼&163m（10～20）＼&55.9＼&148.3＼&13.1＼&0.33＼&96.9＼&]

2.2 重金属剖面分布特征

2.2.1 Cu 图1显示，177m至163m各高程Cu含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，这与土壤有机质含量最高有关[8]，有机质的吸附作用使0～10cm的Cu含量高于10～20cm。170m高程0～10cm和10～20cm的Cu含量均较高，这与排水沟促使重金属Cu在此积累有关。

图1 Cu的剖面分布

2.2.2 Zn 图2显示，170m和163m高程处分别是排水沟和水土接壤处，二者的Zn含量表现出0～10cm低于10～20cm，消落带土壤中重金属Zn的含量与库区土壤被水体淹没时间的长度相关，淹没时间越长消落带土壤表层中重金属Zn向库区水体迁移的量越多[10]。Zn在177m、175m和165m高程消落带土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量高。而且Zn在177m表层处出现最大值，这与农业活动中施用Zn肥和含Zn农药相关[9]。

图2 Zn的剖面分布

2.2.3 Pb 图3显示，170m和163m高程处分别是排水沟和水土接壤处，二者的Pb含量表现出0～10cm高于10～20cm，这是Pb在水土接壤处沉积、扩散、吸附所致。Pb在177m、175m和165m高程消落带土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量低，因为Pb在重力作用下随水向土壤深层迁移、也可随地表径流移动，从而可以在消落带土壤深层积累[11]。Pb的剖面分布特征与Zn刚好呈相反的状态。

图3 Pb的剖面分布

2.2.4 Cd 由图4可知，177m至163m各高程Cd含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，与Cu的剖面分布特征相同，这是由于Cd在库区消落带表层土壤中的可提取态含量较高[12]。在排水沟和水土接壤处Cd的平均含量均低于其他高程Cd的含量，说明Cd在淹没状态下不易沉积在土壤中。

图4 Cd的剖面分布

2.2.5 Cr 由图5可知，177m至163m各高程Cr含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，与Cu、Cd剖面分布特征相同，因为Cr在土壤中主要以残渣态存在[12]，能较稳定的存在于原生矿物晶格中，而且在土壤中较稳定[13]。而且土壤的吸附作用和Cr以强结合能力吸附在土壤中的铁、锰氧化物上，向表层迁移、富集[14]。

图5 Cr的剖面分布

2.3 重金属污染程度评价 由表2可以看出，采取国家自然背景和库区背景数据进行相关分析，单因子污染指数Pi：Cd>Cu>Zn>Cr>Pb。其中，Cd、Cu污染程度最为严重，Zn、Cr污染程度相对轻一些，评价区域土壤未受到重金属Pb的影响。总体上，研究区域受到重金属Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染。研究区内全部都受到重金属Cd、Cu的严重影响，大多数地方受到重金属Zn的污染，大多数地方不受Cr污染。研究区内以Cd污染尤为严重，甚至超出三峡库区土壤背景值3倍以上。Cd元素是三峡库区土壤污染较严重的元素，在上游重庆工业发达的主城区较下游Cd污染严重，属“工业污染因子”[12]。在水体作用下，位于库区下游的云阳县土壤亦受到上游水体的影响，呈现出以重金属Cd污染最为严重的现象。相关学者研究表明，三峡库区消落带土壤重金属污染以Cd污染最为严重[15-16]。

表2 研究区重金属污染指数（Pi）

[编号＼& Cu ＼& Zn ＼& Pb ＼& Cd ＼& Cr ＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&177m（0～10）＼&2.36＼&3.31＼&1.94 ＼&2.77 ＼&0.41 ＼&0.59 ＼&2.35 ＼&3.51 ＼&0.89 ＼&1.03 ＼&177m（10～20）＼&1.57＼&2.19＼&0.60 ＼&0.86 ＼&0.49 ＼&0.72 ＼&2.25 ＼&3.36 ＼&0.72 ＼&0.83 ＼&175m（0～10）＼&1.45＼&2.04＼&0.98 ＼&1.40 ＼&0.44 ＼&0.65 ＼&2.75 ＼&4.10 ＼&0.95 ＼&1.10 ＼&175m（10～20）＼&1.35＼&1.89＼&0.46 ＼&0.66 ＼&0.51 ＼&0.75 ＼&2.30 ＼&3.43 ＼&0.44 ＼&0.51 ＼&170m（0～10）＼&2.14＼&3.00＼&0.98 ＼&1.40 ＼&0.45 ＼&0.65 ＼&2.10 ＼&3.13 ＼&1.06 ＼&1.22 ＼&170m（10～20）＼&2.08＼&2.91＼&1.42 ＼&2.04 ＼&0.37 ＼&0.54 ＼&1.95 ＼&2.91 ＼&0.83 ＼&0.95 ＼&165m（0～10）＼&1.36＼&1.90＼&1.09 ＼&1.56 ＼&0.30 ＼&0.44 ＼&2.70 ＼&4.03 ＼&0.79 ＼&0.91 ＼&165m（10～20）＼&0.75＼&1.05＼&0.55 ＼&0.78 ＼&0.46 ＼&0.67 ＼&2.55 ＼&3.81 ＼&0.70 ＼&0.80 ＼&163m（0～10）＼&1.94＼&2.71＼&1.39 ＼&1.99 ＼&0.55 ＼&0.80 ＼&2.45 ＼&3.66 ＼&1.08 ＼&1.24 ＼&163m（10～20）＼&1.60＼&2.24＼&1.48 ＼&2.12 ＼&0.37 ＼&0.55 ＼&1.65 ＼&2.46 ＼&0.53 ＼&0.61 ＼&平均值＼&1.66 ＼&2.32 ＼&1.09 ＼&1.56 ＼&0.44 ＼&0.64 ＼&2.31 ＼&3.44 ＼&0.80 ＼&0.92 ＼&]

3 小结

（1）研究区消落带土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cd和Cr的含量分别为58.09mg/kg、108.93mg/kg、15.18mg/kg、0.46mg/kg和71.81mg/kg。

（2）不同高程和不同采样深度的土壤重金属含量差异较大。由于土壤的截留作用，总体上表层土壤重金属Cu、Cr、Zn含量高于深层土壤，在干湿交替处出现表层Zn、Cr含量低于深层含量，这是由于淹没时间越长消落带土壤表层中重金属Zn向库区水体迁移的量越多，呈现出表层含量低于深层含量，即干湿交替有利于Zn、Cr的解析。

（3）研究区土壤重金属Pb、Cd含量的剖面分布特征相同，都呈现出表层土壤含量低于深层土壤，而在干湿交替处出现表层含量高于深层含量，表层土壤Pb、Cd的含量低于深层土壤是因为在重力作用下随水向土壤深层迁移。而163m高程处所含重金属Pb、Cd为土壤表层比深层的含量高，是由于Pb在水土接壤处的表层沉积、吸附所致和Cd在消落带表层土壤中的可提取态含量较高相关。

（4）单因子污染指数表明，研究区域受到重金属Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染，而不受Pb污染。研究区内全部都受到重金属Cd、Cu的严重影响，大多数地方受到重金属Zn的污染，大多数地方不受Cr污染。研究区内以Cd污染尤为严重，甚至超出三峡库区土壤背景值3倍以上。

参考文献

[1]洪坚平.土壤污染与防治[M].第二版.北京：中国农业出版社，2005：40-41.

[2]Sastre J，Rauret G，Vidal M. Effect of the cationic composition of sorption solution on the quantification of sorption 2 desorption parameters of heavy metals in soils[J]. Environ Pollut，2006，140（2）：322-339.

[3]Shi W，Bischoff M，Turco R，et al .Long2term effects of chromium and lead upon the activity of soil microbial communities[J].Appl Soil Ecol，2002，21：169-177.

[4]喻菲，张成，张晟，等.三峡水库消落区土壤重金属含量及分布特征[J].西南农业大学学报：自然科学版，2006，28（1）：165-168.

[5]陈玉娟，温琰茂，柴世伟.珠江三角洲农业土壤重金属含量特征研究[J].环境科学研究，2005，18（3）：75-77.

[6]国家环境保护总局.HJ/T166―2004.土壤环境监测技术规范[S].北京：中国环境科学出版社，2004：22.

[7]唐将，钟远平，王力.三峡库区土壤重金属背景值研究[J].中国生态农业学报，2008，16（4）：848-852.

[8]廉玲，张晓园，袁晓莉.有机质对土壤吸附重金属的影响[J].大连民族学院学报，2012，14（1）：1-2.

[9]陈瑞生，黄玉凯，高兴斋，等.河流重金属污染研究[M].北京：中国环境科学出版社.1988.

[10]王晓阳，傅瓦利，张蕾，等.三峡库区消落带土壤重金属Zn的形态分布特征及其影响因素[J].地球与环境，2011，39（1）：85-90.

[11]王图锦，胡学斌，吉芳英，等.三峡库区淹没区土壤重金属形态分布及其对水质影响[J].环境科学研究，2010，23（2）：158-164.

[12]叶琛，李思悦，张全发.三峡库区消落区表层土壤重金属污染评价及源解析[J].中国生态农业学报，2011，19（1）：146-149.

[13]赵兴敏，董德明，花修艺，等.重金属污染区域农田土壤中Pb，Cd，Cr，As 的含量和形态分布[J].http：//.

[14]裴廷权，王里奥，包亮，等.三峡库区小江流域土壤重金属的分布特征与评价分析[J].土壤通报，2010，41（1）：206-211.

[15]张艳敏，刘海，魏世强，等.三峡库区消落带不同垂直高程土壤重金属污染调查与评价[J].中国农学通报，2011，27（8）：317-322.

土壤环境特征第6篇

摘要:

青土湖输水作为石羊河流域治理的一项关键措施，对保护湖区水资源和生态环境具有重要意义。在距青土湖水面边缘东南方向0－450m的10个样点中分3层取0－60cm土样，测定土壤粒径的质量百分比与全氮、全磷、全钾和电导率，分析青土湖水面形成后土壤颗粒组成与化学特性变化。结果表明，随着离水面边缘距离的增加，土壤颗粒与化学特性呈有规律的增减变化，土壤粘粉粒组成与其全磷、全钾之间存在正线性相关。青土湖水面形成加剧了距水面边缘0－150m处的土壤理化性质变化;土壤细粒及养分出现富集，分别在距水面边缘100－150m和300m处达到最大值。因此，土壤养分与土壤细物质的良好相关性表明，土壤粘粉粒变化可作为反映该区域土壤性状变化和评价衡量水面形成后土壤恢复程度的定量指标之一。

关键词:

石羊河尾闾;水面形成区;土壤粒度;土壤化学性状

青土湖地处石羊河尾闾，在20世纪初期区域水面积大约120km2。随着流域人口增长和灌溉农业发展，青土湖水面积逐渐萎缩，1959年完全干涸，仅残留东平湖、野麻湖、叶绿草湖、西硝池和东硝池等以“湖”命名的盐碱滩地，而且大部分已被流沙覆盖或垦殖［1］。至此开始，区域生态环境日趋恶化，风沙危害扩展、地下水位下降、地表植被衰退等成为该区的突出问题。为了促进区域生态系统恢复，自2010年起以渠道输送的形式分年向青土湖注入生态用水，据统计，于2013年最终形成了约15km2的水面。那么，青土湖注水能否起到促进区域生态环境改善，增强区域生态功能，也成为了社会各界所关注的一个热点问题。特定区域的土壤环境是土壤基质与周边环境共同作用形成的，因此土壤特征的变化可以反映区域环境条件变化。土壤颗粒组成可反映土壤结构、生产力及土壤退化过程特性，是沙漠化导致的生态系统功能改变的一个重要的测度指标［2-3］。土壤的粒径分布变化和差异常被用作分析和预测土壤性质的重要指标［4-6］，可以用来判断土地退化的强弱和发展强度［7］。

土壤中的全氮、全磷、全钾直接关系到地表植被的生长及其分布，随着沙化程度的加重，养分呈下降趋势［8］，而土壤盐碱度变化直接影响区域的生态演替方向［9］。土壤颗粒组成和化学性状发生变化综合分析也可反映土壤沙漠化变化过程［10-15］。因此，可以将监测土壤粒度和化学性质变化作为评价“青土湖生态输水”工程实施后生态学效应的重要指标。由于生态逆转过程是一个长期的动态变化过程，研究某一特定区域土壤性状的生态逆转的变化特征，比较准确的方法是进行长期的定位动态监测，但这种方法需要的时间较长，并且代表性有限［16］。因此，本研究采用空间代替时间的方法，选取青土湖水面形成后同一时间距水面不同距离的土壤样品，对其颗粒组成、全氮、全磷、全钾等化学指标等进行比较分析，旨在阐明水面形成区土壤理化特征的空间分布规律，揭示水面形成后对土壤的影响，对于了解青土湖水面形成过程的生态效应具有重要参考意义。

1研究区概况

青土湖位于腾格里沙漠西北缘，是石羊河尾闾海拔高度1292～1310m。该区年平均气温为7．8℃，＞10℃的有效积温3248．8℃•d;年平均降水量89．8mm，且降水多集中于7－9月，占全年降水总量的73%，蒸发量超过2644mm，无霜期168d［17］。研究区地理坐标为39°07'7．3″－39°08'3．2″N，103°37'53．0″－103°38'40．6″E(图1)。研究区土壤以湖相沉积物为母质的砂土及壤质砂土为主，植被类型为典型的荒漠植被，主要植被类型为白刺群落(Nitrariatanguto-rum)和芦苇群落(Phragmitescommunis)，伴生灌木有黑果枸杞(Lyciumruthenicum)和盐爪爪(Kalidiumfolia-tum);草本植物种类相对较丰富，主要有刺沙蓬(Salsolaruthenica)、驼蹄瓣(Zygophyllumfabago)、戟叶鹅绒藤(Cynanchumsibiricum)，猪毛菜(Salsolacollina)、沙蓬(Agriophyllumsquarrosum)、砂引草(Messerschmidiasibir-ica)、碟果虫实(Corispermumpatelliforme)、砂蓝刺头(Echinopsgmelinii)等。

2研究方法

2．1样地选择和样品采集在青土湖输水两个周期后即青土湖水面形成后，对其周边区域环境要素进行实地调查。以水面为中心向水面延伸设置宽200m的调查样带，以距水面边缘0m开始，每隔50m分别设置植被调查样地，每个样地各设置2～3个20m×20m灌木调查样方，相应的植被调查方法采用“S”形五点法进行土壤剖面取样，分0－20、20－40、40－60cm共3层取样，每层取3个重复样，样品分土壤粒度、水分样和养分、盐分样;将同一样地内同土层的土壤粒度、养分样各混成一个土样，充分混合后装入封口袋，密封带回实验室，经自然风干后用四分法取一定量样品，挑出石砾及可见凋落物和根系，用静电法去除植物碎片，过2mm筛，备用。调查的同时记录样地背景特征(经纬度、海拔、地貌特征、土壤类型、距水面中心的位置等)信息。

2．2样品测定土壤粒度利用英国马尔文MS2000激光粒度仪测定。土壤粒径划分采用，1978年《中国土壤》［18］中的土壤质地分类方法，细粘粒(＜0．001mm)、粗粘粒(0．001～0．005mm)、细粉粒(0．005～0．01mm)、粗粉粒(0．01～0．05mm)、细砂粒(0．05～0．25mm)和粗砂粒(0．25～2．0mm)。土壤化学性质利用传统方法测定，分别采用、全氮(凯氏法消解，AA3连续流动分析仪测定)、全钾(NaOH熔融、火焰光度法)、交流测量法等方法进行。

2．3数据统计分析对所得试验数据用Excel记录，求取平均值，进行数据分类和绘图，应用SPSS18．0统计分析软件进行观测数据的显著性检验和相关分析，采用Excel2013制图。

3结果与分析

3．1土壤颗粒组成变化从土壤颗粒组成来看，青土湖水面形成区域距离水面450m范围，0－60cm土层土壤颗粒以砂粒为主，所占比例为54．54%～96．22%，其次为粗粉粒、细粉粒、粗粘粒，而粘粒含量较少(图1)。从各组分的比例变化来看，随距水面距离的增大，呈现较一致的波动变化规律，主要表现为细粒物质(粗粉粒、细粉粒、粘粒)先增加后减少，粗粒物质(砂粒、粗砂粒)先减少后增加;距离水面100～200m之间为变化转折点，其中150m为变化峰值。从各组分变异程度来看，土壤颗粒变化最大为粗粉粒(变异系数达105．25%～113．91%)，其次为细粉粒和粘粒(变异系数达56．33%～86．29%)，粗砂粒变化最小(变异系数达40．17%～77．00%)。距水面150m处的0－20cm土层土壤粘粒是0m处的3．84倍，粗砂粒和细砂粒减少了35．05%～70．63%，而20－40、40－60cm土壤粘粒依次增加了2．43倍和6．91倍，粗砂粒和细砂粒则减少了12．62%～89．28%。距水面150m处的0－40cm土层土壤粗粉粒含量显著高于其他距离水面的粗粉粒含量(P＜0．05)。在40－60cm土层，距水面150和300m处的土壤粗粉粒含量差异不显著(P＞0．05)，但二者均显著高于其他距离水面的粗粉粒含量(P＜0．05)。土壤组分的变化主要受环境因素影响较大，研究区土壤组分变化主要受土壤湿度、区域风力影响，由于水面的形成使得水面一定范围内土壤水分增加，从而使土壤沉积细粒物质能力增加，也使土壤风蚀减弱，因此可能导致土壤细粒物质增加而粗粒物质减少。同时，土壤组分的形成也与成土母质关系密切，本研究水面形成区域土壤以湖积、淤积土和风沙为主，因此，较深层土壤(20－40、40－60cm)的这种变化可能主要受湖积成土过程的影响，而表层(0－20cm)则主要是人工输水水面形成的影响。在所观测范围内，土壤全氮含量为0．04～0．45g•kg－1，全磷含量范围为0．15～0．64g•kg－1，全钾含量为13．9～15．9g•kg－1，表明区域土壤养分水平低(图3);而电导率范围则为224～1734μs•cm－1，土壤电导率变化与土壤盐分含量存在正相关，可以用来指示土壤盐分变化［19-20］，说明土壤盐分含量较高，且差异较大。各指标含量随距离增加的变化趋势与土壤粘粉粒等细颗粒的变化趋势相同(图2、图3)。从各层次的变化来看，20－40cm层各指标变化相对较一致，与整体土壤化学特性变化图2青土湖距水面不同距离的0－60cm土层土壤颗粒含量变化一致，随距水面距离变化呈现增加－减少－增加的趋势，因此，20－40cm层的土壤特性可代表区域土壤特征变化，而区域土壤变异则主要来自表层0－20cm和下层40－60cm。从各指标的具体变化来看，在不同距离上各指标含量变化程度不一，土壤电导率变化差异最大，变异系数最大为258．74%，全氮、全磷含量变异值相当，其最大变异系数分别为64．42%、54．11%，全钾含量变异最小。

3．2土壤化学特征距离水面450m范围内，随离水面距离的增加，0－60cm土层全氮、全磷、全钾和电导率呈波动变化。在距0－300m范围，全氮、全磷、全钾和电导率均呈现增加－减小－增加的一致性规律，且分别在150、300m处出现峰值，与此相对应的200m降为最低，300m之后各指标变化不一(图3)。区域土壤养分指标值来看，20－40cm土层土壤全氮、全磷、全钾指标均大于其他两层，但全钾的变化差异不明显;而电导率则表现出由表层到较深层次逐渐减小的特点。整体来看，虽然研究区域为古湖盆淤积土，但由于长期干旱及风沙环境影响，区域土壤养分贫乏。区域土壤各指标变化可能受成土过程、风沙活动及目前的人工输水三方面的影响。由于原始湖面在变化过程中会产生由于水面扩展和退缩而导致区域土壤淤积形成圈层状变化，这是区域不同距离土壤特征变化的主导力量。输水水面形成对土壤特征的影响表现为两方面，一方面水面形成对近距离土壤产生淋溶作用［21-23］，比如距离水面0m电导率明显低于50－150m，就是由于盐分受水淋溶作用，而20－40cm层土壤各指标略大于上层，则是由于下层富积;另一方面，水面形成减小了地表阻力，增强了水面一定范围的风速，使土壤风蚀程度加强，而风沙活动的影响主要作用在表层(0－20cm)。

3．3土壤理化性质相关性分析土壤沙漠化及其逆转过程中，土壤颗粒组成与土壤化学性质变化关系密切［24-25］，对青土湖水面形成区水面450m范围土壤粒度与化学性质各指标进行相关分析结果表明(表1)，区域土壤化学指标与粒度具有明确相关性，且土壤全磷、全钾、盐分(电导率)与土壤细颗粒(土壤粘粒、粗粉粒和细粉粒)含量具有较好的正相关，而与粗颗粒(粗砂粒和细砂粒)含量表现出明显的负相关关系。而这种相关性主要体现在0－20和20－40cm两层。从各层次具体指标之间相关性分析来看，0－20cm土层，全磷和全钾与土壤粘粒、粗粉粒和细粉粒间极显著正相关(P＜0．01)，与粗砂粒和细砂粒间呈极显著(P＜0．01)或显著负相关(P＜0．05)，而电导率与土壤粘粒、粗粉粒和细粉粒间具有一定相关性(P＞0．05)，全氮则相关性较小。20－40cm土层，粗砂粒含量与全氮、全磷和全钾呈负相关(P＞0．05)，与电导率呈显著负相关(P＜0．05)。电导率与土壤粘粒、粗粉粒、细粉粒间显著正相关(P＜0．05);土壤全磷与粗粉粒和细粉粒存在极显著正相关(P＜0．01)，与粘粒呈显著正相关(P＜0．05)，与细砂粒呈显著负相关(P＜0．05);全钾与粗粉粒极显著正相关(P＜0．01)。40－60cm土层仅电导率与土壤粗砂粒呈显著负相关(P＜0．05)。土壤化学特征与颗粒组成之间的变化关系说明，区域土壤养分变化受土壤颗粒组成变化影响明显，两者具有相同的变化趋势，在区域环境评价中可相互替代选择或相互验证。

4讨论与结论

1)青土湖水面形成区450m范围，土壤颗粒组成及土壤化学特征均随距水面边缘距离的变化呈现波动变化，且表现出一定的周期性规律，在150m、300m处出现峰值，该结果与石羊河中下游的河流对地下水位的影响范围为130－200m的观测结果相近［21］，而这一变化主要与青土湖区域成土过程相关。湖相沉积以悬移组分为主，以水面为起点呈波状变化［26］，因此湖泊环境沉积物往往会形成纹层;同时，在湖面扩展与退缩过程中，也会产生圈层状土壤沉积过程，而这是区域土壤特征波动变化的主要背景因素。地表形态及植被分布对这一波动变化也具有一定响应，在距离水面300m后，波动变化的规律性不再明显，主要与研究区300m多分布有白刺沙包，地貌形态及地表覆盖均发生明显变化有关。2)区域土壤颗粒组成以粗颗粒物质为主，土壤细砂粒比例占绝对优势，区域整体土壤养分贫乏，盐分含量高，且差异较大，而这主要受区域干旱气候及风沙环境影响。在湖面形成过程中，水中泥沙携带的氮和磷等养分量可以占到养分总量90%以上［27］，受水的溶解运移作用，土壤养分随着细颗粒的不断在湖区富积，湖区土壤应以细物质为主，且富含养分。但由于区域湖泊干涸，加之干旱多风，原有的富含养分的细颗粒土壤易遭受强烈风蚀，而形成目前的现状。但在人工输水后，这一过程可以得到一定程度的逆转。3)土壤颗粒组成与土壤养分相关分析表明，两者均可作为评价区域土壤物质或环境变化的指标，尤其是细颗粒含量的变化可作为衡量水面形成后土壤结构、肥力状况及退化土壤恢复程度的指标之一。综合来看，青土湖水面形成区土壤特征主要受成土过程与区域干旱、多风的环境背景叠加作用造就了区域土壤的基本特性;而通过人工输水形成水面是青土湖退化的逆过程对区域土壤环境改善具有一定作用，且能缩短逆转过程。

参考文献

［1］王乃昂，李吉均．青土湖近6000年来沉积气候记录研究:兼论四五世纪气候回暖［J］．地理科学，1999，19(2):119-124．

［2］陈小红，段争虎，谭明亮．沙漠化逆转过程中土壤颗粒分形维数的变化特征———以宁夏盐池县为例［J］．干旱区研究，2010，27(2):297-302．

［3］龙健，江新荣，邓启琼，刘方．贵州喀斯特地区土壤石漠化的本质特征研究［J］．土壤学报，2005，42(3):419-427．

［4］陈劲松，周先容．川西亚高山针叶林土壤颗粒的分形特征［J］．生态学杂志，2006，25(8):891-894．

［5］罗绪强，王世杰，张桂玲，王程媛．喀斯特石漠化过程中土壤颗粒组成的空间分异特征［J］．中国农学通报，2009(12):227-233．

［6］常庆瑞，安韶山，刘京，文治国．陕北农牧交错带土地荒漠化本质特性研究［J］．土壤学报，2003(4):518-523．

［7］文海燕，傅华，赵哈林．退化沙质草地开垦和围封过程中的土壤颗粒分形特征［J］．应用生态学报，2006，17(1):55-59．

［8］李侠，李潮，蒋进平，许冬梅．盐池县不同沙化草地土壤特性［J］．草业科学，2013，30(11):1704-1709．

［9］孙儒泳，李博，诸葛阳．普通生态学［M］．北京:高等教育出版社，1992:52-195．

［10］傅华，陈亚明，周志宇，爱东，周志刚．阿拉善荒漠草地恢复初期植被与土壤环境的变化［J］．中国沙漠，2003，23(6):661-664．

［11］徐彩琳，李自珍．沙区生态系统恢复演变过程中固沙植物种间生态位关系变化的研究［J］．生态学杂志，2004，23(4):7-12．

［12］贾晓红，李新荣，王新平，樊恒文，赵金龙．流沙固定过程中土壤性质变异初步研究［J］．水土保持学报，2003，17(4):46-50．

［13］贾晓红，李新荣，李元寿．干旱沙区植被恢复过程中土壤颗粒分形特征［J］．地理研究，2007，26(3):518-525．

［14］徐丽恒，王继和，李毅，马全林，张德魁，刘有军，陈芳．腾格里沙漠南缘沙漠化逆转过程中的土壤物理性质变化特征［J］．中国沙漠，2008，28(4):690-695．

［15］赵哈林，周瑞莲，赵学勇，张铜会，王进．呼伦贝尔沙质草地土壤理化特性的沙漠化演变规律及机制［J］．草业学报，2012，21(2):1-7．

［16］SchlesingerWH，ReynoldsJF，CunninghamGL，HuennekeLF．Biologicalfeedbacksinglobaldesertification［J］．Science，1990，247:1043-1048．

［17］张佳宁，胡小柯，朱国庆，李亚．民勤绿洲霸王群落的植物多样性［J］．草业科学，2013，30(11):1819-1823．

［18］朱显谟，李玉山，田积莹．中国土壤［M］．北京:科学出版社，1978:382-383．

［19］吴月茹，王维真，王海兵，张智慧．采用新电导率指标分析土壤盐分变化规律［J］．土壤学报，2011，48(4):869-873．

［20］张瑜斌，邓爱英，庄铁诚，林鹏．潮间带土壤盐度与电导率的关系［J］．生态环境，2003，12(2):164-165．

［21］马朋，李昌晓，任庆水，杨予静，马骏．模拟水淹－干旱胁迫对水杉幼树实生土壤营养元素含量的影响［J］．生态学报，2015，35(23):1-11．

［22］牛新湘，马兴旺．农田土壤养分淋溶的研究进展［J］．中国农学通报，2011，27(3):451-456．

［23］杨予静，李昌晓，马朋．三峡水库城区消落带人工草本植被土壤养分含量研究［J］．草业学报，2015，24(4):1-11．

［24］陈小红，段争虎，雒天峰，谭明亮．沙漠化逆转过程中不同粒组颗粒养分与全土养分的关系［J］．干旱区研究，2013，30(6):992-997．

［25］刘树林，王涛，屈建军．浑善达克沙地土地沙漠化过程中土壤粒度与养分变化研究［J］．中国沙漠，2008，28(4):611-616．

［26］施祺，王建民，陈发虎．石羊河古终端湖泊沉积物粒度特征与沉积环境初探［J］．兰州大学学报，1999，35(1):198-202．

土壤环境特征第7篇

0引言 本文通过利用水资源结构的分析法，揭示出流域水流失的意义；利用水流失的特征指标与土壤侵蚀的特征指标结合水流失与土壤侵蚀的表征，针对贵州水土保持建设工作对水土保持中水保与土保的关系进行探讨，总结如下： 1水流失的含义 水流失指的是原本能利用并且应该利用的水资源散失。水资源中原本能利用并且应该利用的是哪些部分呢？这就属于水资源结构的范畴，以下将对于水资源结构对水流失的影响作出探讨。 1.1水资源结构的分析法 依据水资源的服务功能及对象的差异，河流水资源可分类为资源水（消耗资源水、潜在资源水）、生态环境水及灾害水等若干部分。流域水资源结构的分析可通过资源水、生态环境水、灾害水三个方面综合考虑，而流域生态环境水的分析需要从湖泊、植被、河道、湿地、城市这五类生态系统的需水方面进行考虑。通常情况下，小流域中的湿地、湖泊、城市的生态系统分布较少，因此，通常对于小流域的水资源结构分析，主要从河道与植被这两大系统进行考虑。 1.2水流失引起的水资源结构变化 流域水流失可对加剧水资源的时间分布的不均匀度造成直接影响，也就是汛期的径流量会不断增加，同时枯水期的径流量相应减少，对流域水资源结构影响重大。人类活动也可造成水土流失，主要是对地面的自然植被进行干扰与破坏，非治理沟的植被覆盖率对比治理沟往往较低，同时河道的输沙量往往较高，导致植被生态用水显著减少，对流域水资源结构也有重大的影响。与此同时，由于水土流失的不断加剧，汛期流量不断增加，枯水期的流量不断减少，导致在汛期时，以灾害水与潜在资源水的形式，并对比消耗资源水与生态环境水要多的水量从流域输出，其中有部分的水资源是属于可利用及应该利用却未能被利用的。 1.3水流失与水保持的关系 从水资源的转化结构进行分析，水流失的本质是由生态环境水向灾害水与潜在资源水进行转化。根本原因是由于在时间分布上水资源不均匀，并持续加剧造成的，以加剧了水资源的供需矛盾是其最大危害，生态环境水由于受到挤占，引起流域的自然生态系统逐渐退化，随着水流失的情况日益严重，就会形成一个恶性循环，甚至威胁到正常的社会经济用水。水保持是为了阻碍上述水流失的过程，根本目的是为了保障流域正常的生态环境用水。 2水流失的表征 水流失的本质是生态环境方面用水的流失，而流域生态环境的用水量直接反映着水流失的严重程度，因此可从其构建的表征对流域生态环境的相对用水量相关指标进行表征出水流失的严重程度。各类生态系统在流域生态环境用水方面的作用大小均能采取一个反映其作用能力的权重与其面积进行表征，从而分析出构建流域生态环境用水的特征指标（Eco-environmentalWaterUseIndicator），公式如下：EWUI=（∑ei•Si/s）×100%，其中EWUI指的是流域生态环境用水的特征指标；∑ei指的是第i类的生态系统对于流域中生态环境用水的重要性权重，能经层次分析法进行确定；Si是第i类的生态系统的面积，s是流域面积，能经土地覆盖图计算获得，可见式中EWUI与水流失的严重程度间是成反比例关系，也就是说EWUI的值越大，表明水流失的严重程度就越为轻微。 3土壤侵蚀的表征 影响土壤侵蚀的因素主要包括有土、地形、植被、降雨及人类的活动，在上述五个影响因素中，针对某一特定的流域，地形、降雨及土壤这三个因素，以长时间的观察来评价其变化较小，相对稳定，可作为常量。植被的因素对于土侵蚀的影响主要由植被覆盖与其类型来决定，人类的活动是通过对流域下垫面的生态进行改变造成土壤侵蚀的影响，以上两个因素在很大程度上可以对流域土地的利用结构及其变化作为反映。因此，采用水特征的指标EWUI对于特定流域进行分析，土壤侵蚀的变化情况主要由土地的利用结构及其变化来决定，并且有相关研究表明，若保持其它因素不变，土壤侵蚀在不同的土地利用类型中的特征有显著的差异。因此，倪晋仁等在纸坊沟的流域土壤侵蚀动态评估中指出，可利用层次分析法对不同的土地利用类型对于土壤侵蚀的权重进行确定，分析出土地利用的结构特征指标S，对土壤侵蚀量的相对大小进行表征，公式如下：SI=（∑wi•Ai/A）×100%，∑wi指的是第i类的土地利用类型对于土壤侵蚀的权重；Ai指的是第i类的土地可利用类型的面积；A指的是流域的总面积，可见式中的流域土壤侵蚀与田之间是成反比例的关系，表明田的值越大，流域土壤的侵蚀情况就越轻微。 4水流失与土壤侵蚀之间的关系 从水沙运移的机理角度探讨，水蚀区发生土壤侵蚀是水流运动的必然结果，同时流域水流失的日趋严重也必然会导致不同程度的土壤侵蚀现象，因此，土壤侵蚀与流域水流失间存在着一定的相关关系。从水土保持的角度进行探讨，保持土壤的最终目的及根本要求是尽可能地减少水流失，从根本上起保水的效果。因此，水土保持必须具有一定的水资源作为付出代价，而此部分的水资源就属于水土保持用水，水土保持用水对于流域下游的水资源利用会造成一定的影响。 5小结 本文通过探讨分析流域水土保持中水保与土保的关系，为贵州水土保持的生态环境建设提供出科学的依据。指出了必须通过调动群众共同进行水土流失的治理，积极做好水土保持的各项前期工作，认真贯彻并落实预防为主的水土保持的基本防治方针；全面加强对于开发建设项目中的水土保持方面的监督，实施水土保持方案中的“三同时”制度，遏制人为造成的水土流失。

土壤环境特征第8篇

（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”、De Saussur（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（Short Rotation Coppice， 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。

土壤环境特征第9篇

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： Based surveying Pb in cabbage in January 2014 and environmental factors in the farmland along the highway in Jiangxi province， Pb distribution in soil and vegetables and its relationship with the traffic flow of highway was studied. The results showed that Pb content of national road and the highway above national level were higher than that of local soil background values. These areas were classified into the contaminated area. Pb content of vegetables near the road was in the state-controlled range. Index of the single factor pollution was higher than 1， with certain potentially harmful. The average content of Pb in suburb soil was below the background value and classified into the pollution-free area. The content of Pb in suburb vegetables was very low. Road traffic environment was an important factor affecting soil properties and the distribution of heavy metals in vegetables. Traffic flow and the content of Pb in soils and vegetables was significantly positive correlated.

Key words： highway； vegetables； heavy metals； 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10 m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（0～20 cm）作为土壤样品[9]。每个样品在10 m×10 m正方形4个顶点和中心共5处各采集1 kg土壤，将5处土壤充分混匀后以四分法保留1 kg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32 mg/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0.2 mg/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0.2 mg/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0.906 0和0.820 7，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0.2 mg/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] CYRUS J， STOLE M， HEINRICH J，et al. Elemental composition and sources of fine and ultra fine ambient particles in Furthest，Germany[J]. Science of the Total Environment，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] WANG X L， CATO T， DING B S， et al. Health risks of heavy metals to the general public in Tianjin， China via consumption of vegetables and fish[J]. Science of the Total Environment，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] GB 2762-2012，食品安全国家标准[S].

[16] BJORK K， GERD W. Heavy metal pattern and solute concentration in soils along the oldest highway of the worldCthe AVUS autobahn envious monit assess[J]. Environment Monit Assess，2012，184（11）：6469C6481.

[17] DANIEL P， LOFT S， KOCHAB A， et al. Oxidation damage to DNA and repair induced by Norwegian wood smoke particles in human A549 and THP-1 cell lines [J] . Mu tat Res， 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] GILDA R， CATALIN R， IONEL I， et al. Air pollution particles PM 10， PM 2.5 and the apostrophe ozone effects on Human health[J]. Proceed-Social and Behavioral Sciences， 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.