红土壤的作用范文第1篇

工业污泥和垃圾农用、污水农灌、大气中的污染物沉降、含重金属矿质化肥和农药长期施用于农田等活动正以前所未有的速率增加土壤中重金属的累积[1-2]。在土壤重金属污染中，铜的污染越来越受到重视，其污染强度、范围日益扩大，农田土壤中全铜含量超标现象严重。铜虽是生物必需的营养元素，但适合植物生长的铜含量范围很窄。在中碱性土壤中，有效铜（DTPA浸提）低于0.2mg•kg-1时，作物就会发生缺铜症状；而土壤全铜含量超过60mg•kg-1时，需要进行环境风险评估[3]。一般来说，如何判定土壤中铜的有效性极为复杂，不但与反映铜储备量和潜在供应能力的全铜量有关，而且更与土壤中铜的土壤表面吸附-解吸平衡、沉淀-溶解平衡和络合-解离平衡密切相关[4-5]；对污染环境采取适合的管理方法与净化措施时，了解重金属的形态分布与吸附产物至关重要[5]。采取何种手段降低土壤中铜交换态比例，进而减少作物对铜的吸收一直是铜污染土壤治理的难点和热点。目前，人们对土壤铜的化学行为和铜污染土壤的修复做了大量研究工作。原位化学固定修复技术是治理土壤中重金属污染重要途径之一。通过向污染土壤中加入不同的钝化材料，调控铜在土壤中的赋存形态，降低其在土壤中的迁移性，从而降低其在植物中的累积[1]。钝化材料较为常用的主要有磷酸盐类、黏土矿物和氧化物类、石灰类等[4-8]。试验结果表明，铜可被土壤（矿物）专性吸附，与土壤有机质、铁铝氧化物等土壤重要组分有较强的亲和力，且结合态不被Ca2+、Na+等阳离子所代换，吸附量随pH值升高而增加。铜在土壤中的专性吸附行为依据土壤表面电荷，pH与离子强度等因素的变化而发生变化，在土壤（矿物、氧化物）表面形成复杂的吸附（沉淀）产物[7-8]，直接影响铜离子在土壤固-液间的分配，进而影响铜的植物有效性。可见，土壤（矿物、氧化物等）表面对铜离子的吸附解吸、沉淀溶解作用既是控制土壤中可溶性铜浓度的主要原因，也是控制土壤铜植物有效性的主要因素。不同钝化材料降低重金属有效性的机制存在差别，如石灰类主要是通过改变土壤pH、与金属离子结合形成碳酸盐沉淀而显著降低重金属的有效态含量。施用石灰会显著提高土壤pH，土壤有效镉含量下降至极低水平，籽粒苋吸收镉较对照下降约56%[9]；磷酸盐类物质主要通过改变土壤pH，与镉、铅形成溶解度很小的金属磷酸盐沉淀等显著降低镉在土壤中的有效性[8,10]；铁铝锰氧化物主要是通过自身具有对重金属强大的吸附容量，与重金属产生化学专性吸附后，将其较稳定地固定到氧化物晶格层间，从而降低重金属的有效态含量。Liu等[11]发现赤泥对Cd、Cu及Zn等重金属有很强的吸附容量，达22250mg•kg-1以上。Lombi等[12-13]也证实赤泥可显著降低重金属的可交换态含量、迁移性和生物毒性。近年来，国内外利用工业副产品、黏土矿物粉末和农用碱性物质等钝化材料原位钝化镉、铅污染土壤等方面进行了较多的研究，但对于铜的研究较少，探讨钝化材料影响铜在土壤中赋存形态与有效性的研究较为缺乏，对其相关作用机制也鲜有报道。本研究红壤为试验土壤，探讨3种钝化材料对铜在土壤中的有效态含量变化及小油菜吸收铜影响，为铜污染农田筛选适宜钝化材料提供科学依据。

1材料与方法

1.1供试材料

供试土壤为红壤，黏粒矿物以高岭石为主，含有较多的氧化铁和氧化铝，采自湖南祁阳中国农业科学院红壤试验站（N26°45′，E111°52′）。红壤基本性质如下：pH（H2O）5.42，w(全氮)=0.87g•kg-1，w(速效磷)=6.0mg•kg-1，w(全磷)=0.44g•kg-1，w(速效钾)=70mg•kg-1，w(有机质)=14.9g•kg-1，w(黏粒)=38.3％，b(CEC)=5.9cmol•kg-1，w(游离铁)=10.1％，w(游离铝)=24.5％，w(速效铜)=0.22mg•kg-1等，具体测定方法参见土壤农业化学分析方法[14]。红壤风干后过5mm筛备用。采用逐步稀释法培制铜污染红壤；向红壤加入硝酸铜溶液，使铜含量达到50mg•kg-1（低铜）、100mg•kg-1（高铜）。红壤水分保持在田间持水量的60%~70%，室温、避光条件下平衡培养7周后，风干混匀备用。供试钝化材料为赤泥，硼泥，钙镁磷肥，钝化材料的粒径小于100μm。钝化材料的基本性质见表1。具体分析方法参见土壤农业化学分析方法[14]。供试蔬菜为小油菜，品种为四月慢；购自济南新科种业开发有限公司。

1.2试验设计

采用盆栽试验。钝化材料用量分别为赤泥（0.5％、1.0％和2.0％）、硼泥（0.5％、1.0％和2.0％）；钙镁磷肥用量按土壤外源铜加入量确定，磷铜物质的量比确定为3∶1（低磷），4∶1（高磷）。试验采用塑料桶，直径11cm，高9cm，每桶装土1.0kg。添加尿素使各处理氮用量一致。随机放置，重复4次，每盆留苗3株。小油菜生长期间，按重量法，每天以去离子水补充水分，其他按常规管理。出苗7周后收获。盆栽试验在农业部环境保护科研监测所网室内进行。

1.3土壤铜有效态提取

称取过2mm筛的风干土5.00g，放入50mL塑料瓶中，加入25mL浓度为0.05mol•L-1的EDTA，密封后置于往复振荡器中，在(25±0.5)℃下以180r•min-1振荡2h，以whatmanNo.42滤纸过滤，用原子吸收光谱仪（Jena-ZEEnit700）测定滤液中的铜含量。

1.4植物铜含量分析

采集有代表性的小油菜整株样品。先用自来水小心洗净根系泥土，然后用超纯水清洗整个植株，用吸水纸吸干表面水分，将植株根系、茎叶分离，样品在105℃杀青20min，70℃烘至恒质量，粉碎过100目筛。植物样品用微波消解仪（MARS，CEM）消解完全后，用原子吸收光谱仪（Jena-ZEEnit700）测定Cu含量，以国家标准物质（GBW07603GSV-2）为内标控制样品分析质量。

1.5数据处理

采用Excel2003，SPSS16.0统计软件进行数据处理，并利用新复极差法（Duncan法）进行差异显著性检验（P<0.05）。

2结果与分析

2.1不同钝化材料对土壤有效态铜的影响

在不同铜污染水平下，赤泥等3种钝化材料及其不同施用量对土壤有效态铜质量分数的影响明显不同，在不同程度上降低了土壤中有效态铜的质量分数（表2）。其中，在高铜污染水平红壤上，施用高量赤泥、硼泥处理降低效果最为明显，较对照处理降低了41.48%，44.44%。在低铜污染水平红壤，施用高量赤泥处理降低效果最为明显，较对照处理降低了35.83%。不同用量钝化材料对土壤有效态铜质量分数的影响效果不同。其中，在高铜污染水平红壤上，不同用量赤泥处理间差异显著（P<0.05），高量赤泥处理的土壤有效态铜质量分数较低量赤泥处理降低了25.01％；在低铜污染水平红壤上，不同用量赤泥处理间差异显著（P<0.05），中量赤泥处理的土壤有效态铜质量分数较低量赤泥处理降低21.73％；显示高用量赤泥会在一定程度降低土壤有效态铜质量分数。在高铜污染水平红壤上，不同用量硼泥处理间差异显著（P<0.05），高量硼泥处理的土壤有效态铜质量分数较低量硼泥处理降低11.8%；在低铜污染水平红壤上，不同用量硼泥处理间差异不显著（P>0.05）。在高铜污染水平红壤上，不同用量钙镁磷肥处理间差异虽不显著（P<0.05），高量钙镁磷肥处理的土壤有效态铜质量分数较低量钙镁磷肥处理降低22.59%；在低铜污染水平红壤上，不同用量钙镁磷肥处理间差异不显著（P>0.05），但随着钙镁磷肥施用量增加，土壤有效态铜质量分数有降低的趋势。在高、低铜污染水平红壤上，硼泥与赤泥联合施用，会提高土壤有效态铜质量分数。从试验结果综合看，钝化材料降低土壤有效态铜质量分数的效果次序为高量硼泥≈高量赤泥>中量硼泥≈中量赤泥>低量硼泥≈低量赤泥>高量钙镁磷肥>低量钙镁磷肥。

2.2不同钝化材料对空心菜生物量的影响

施用钝化材料会在不同程度上影响小油菜的生长，与污染对照相比，赤泥等3种钝化材料及其不同施用量对小油菜的干物质质量均有一定的影响（表3）。施用钝化材料会在不同程度上促进小油菜生长，增加其生物学产量。其中，在高铜污染水平红壤上，施用高量赤泥与钙镁磷肥处理小油菜干物质量增加最为明显，分别增加786%，627%；在低铜污染水平红壤上，施用高量赤泥处理小油菜干物质量的增加最为明显，增加1197%。在高、低铜污染水平红壤上，不同钝化材料对小油菜生长影响的效果不同，施用赤泥明显增加小油菜的生物量；施用硼泥的效果最差。在高、低铜污染水平红壤上，不同用量赤泥处理间差异显著（P<0.05），高量赤泥处理的小油菜干物重较低量赤泥处理增加25.01％；在低铜污染水平红壤上，不同用量赤泥处理间差异显著（P<0.05），高量赤泥处理小油菜的干物质量较低量赤泥处理增加473％；显示高用量硼泥会在一定程度抑制小油菜生长；在高铜污染水平红壤上，不同用量硼泥处理间差异不显著（P>0.05）。在红壤上，随着铜污染质量分数增加，小油菜的生长明显受到抑制。当铜污染质量分数为100mg•kg-1时，对照处理的小油菜完全不能生长。

2.3不同钝化材料对小油菜吸收铜的影响

在高、低铜污染水平红壤上，赤泥、硼泥等3种钝化材料在不同程度上均能降低小油菜地上部铜的质量分数（图1）。其中，在低铜污染水平红壤上，施用高量赤泥、高量硼泥与硼泥-赤泥联合施用处理降低铜质量分数的效果最为明显，与污染对照相比，小油菜铜质量分数分别降低82.64%，72.71%，85.14%；在高铜污染水平红壤上，施用高量赤泥、高量硼泥与硼泥、赤泥联合施用处理降低铜质量分数的效果最为明显，小油菜铜质量分数分别为36.37，53.52，36.32mg•kg-1。显示上述钝化材料在降低小油菜地上部铜质量分数均有一定的效果。钙镁磷肥处理可以降低小油菜地上部铜质量分数，但降低效果明显低于其他钝化材料。在高、低铜污染水平红壤上，不同用量钝化材料对小油菜地上部铜质量分数的影响效果有所差异（图1）。高、低铜污染水平红壤上，赤泥处理间差异显著（P<0.05），随着赤泥用量增加，小油菜地上部铜质量分数逐渐降低，高量赤泥处理小油菜地上部铜质量分数较低量赤泥降低57.36%、35.08%。高、低铜污染水平红壤上，硼泥处理间差异显著（P<0.05），硼泥用量的增加，降低了小油菜地上部铜质量分数，高量硼泥处理小油菜地上部铜质量分数较低量硼泥降低40.01%、33.79%。高铜污染水平红壤上，钙镁磷肥处理间差异显著（P<0.05），高量钙镁磷肥处理小油菜地上部铜质量分数较低量钙镁磷肥降低35.84%。

3讨论

在偏酸性土壤中，施入钝化材料如钙镁磷肥、石灰、粉煤灰等会降低重金属对作物的毒害作用，促进作物对养分的吸收，提高作物产量。肖振林等[15]的研究结果表明，施用钙镁磷肥、猪粪、粉煤灰等可促进小白菜的养分吸收，提高小白菜产量。本试验中，施用不同钝化剂后，小油菜的生物量均有不用程度的增加。不同的钝化材料对小油菜的生长影响有所差异，这可能与改良剂自身的特性以及施用量有关。其中，施用赤泥处理的效果最好，这是因为赤泥、硼泥在改善小油菜铜毒害的同时，还会为小油菜生长提供钙、铁、硼等促进植物生长的有益元素。

植物对铜的吸收受如pH值、CEC、有机质以及离子间的作用等诸多因素影响，而钝化材料可以改变这些因素，影响土壤中铜的有效态，进而影响植物对铜的吸收。其可能的机理在于钝化材料会改变土壤的pH值。土壤表面性质的改变或土壤溶液pH变化都会影响土壤对重金属（如铅、镉）吸附作用[6-8,16]。研究表明，磷肥施入土壤后，磷酸根被土壤吸附后会改变土壤表面的性质，每吸附一个H2PO4-，会净释放一个OH-；引起土壤胶体表面负电荷增加或土壤溶液的pH升高；赤泥施入土壤后，会明显提高土壤pH值[17]。Gray等[18]的研究发现添加5%赤泥会使土壤的pH增加4个单位左右。在本实验中，添加钝化材料后，小油菜地上部的铜质量分数均降低（图1）。这是由于赤泥、硼泥的碱性较强（pH>10），赤泥添加到土壤中后，会导致土壤中的pH显著上升，铜的有效性降低所致。

钝化材料施入土壤后，通过调节土壤理化性质以及沉淀、吸附、络合等一系列反应，改变重金属元素在土壤中的化学形态和赋存状态，降低其在土壤中可移动性。在本试验中，添加3种钝化材料均会降低土壤有效态铜的质量分数（表1）；其中，高量赤泥、硼泥处理的土壤EDTA提取态铜质量分数最低。一般来说，EDTA提取态的重金属铜包括交换态和水溶态、络合态的铜；赤泥、硼泥主要是通过改变土壤pH值与自身具备的吸附能力来降低铜的有效态质量分数。Liu等[11]发现赤泥对Cd、Cu及Zn等重金属有很强的吸附容量达22250mg•kg-1以上。Lombi等[13]也证实赤泥可显著降低重金属的可交换态质量分数、迁移性，同时指出铁铝氧化物对重金属产生化学专性吸附并可将其较稳定地固定到氧化物晶格层间。磷酸盐通过改变土壤表面电荷数量，增加土壤/矿物对重金属的吸附或与重金属在土壤表面形成共生沉淀[19-21]。冯磊等[22]研究表明，施加磷矿粉后，红壤中可溶态Cu质量分数较对照下降了4.24%。

植物对铜的吸收主要取决于土壤中有效态铜含量，有效态含量受土壤环境诸多因素的影响，主要包括黏土含量、pH值、CEC、溶解性有机质和离子交互作用等等。钝化材料由于其特有的结构和性质，可以改变土壤微环境，进而影响土壤中铜的有效态和植物对铜的吸收。本试验中，高量的赤泥、硼泥-赤泥联合施用降低植物铜吸收最好，与其降低土壤铜有效态含量基本一致。在降低土壤有效态铜的同时，赤泥、硼泥含有的钙、硼和铁，对植物吸收铜可能起到一定的拮抗作用。磷酸盐可与重金属通过共沉淀作用在土壤矿物、植物根表面和植物体内形成磷酸盐沉淀，降低重金属在植物体内的吸收和迁移。因此，相对赤泥和硼泥钝化材料来说，在铜污染红壤上，钙镁磷肥并不是优先选择。

4结论

（1）3种钝化剂降低土壤EDTA提取态铜含量有明显作用。其中，在高铜污染水平红壤上，施用高量赤泥、硼泥处理降低效果最为明显，较对照处理降低了41.48%，44.44%。在低铜污染水平红壤，施用高量赤泥处理降低效果最为明显，较对照处理降低了35.83%。髙量赤泥处理降低土壤铜有效性的效果最佳。

红土壤的作用范文第2篇

一、灌淤土剖面形态特征

经普查分析，红古区境内灌淤土类为人为土纲，分两个亚类：即灌淤土、盐化灌淤土；四个土属：即厚层灌淤土、薄层灌淤土、氯化物硫酸盐、硫酸盐；六个土种：即淤砂土、中层漏砂土、红吃劲土、黄吃劲土、厚层漏砂土、灰茬土。全区灌淤土类中厚层灌淤土54821亩，占灌溉土类面积的95.82%，占川水地面积的89.87%。其中红吃劲土53955亩，占厚层灌淤土属面积的98.42%，为此，现以红吃劲土种为例，说明物理性质的发展趋势和规律情况。

（一）红吃劲土剖面特征

全区川水地共挖土壤剖面64个，其中红吃劲土剖面30个，占总剖面的46.88%。经分析对比，综合为红吃劲土剖面形态基本特征。（见表1）红吃劲土主要分布在红古区境内西起旋子村、东至河湾村湟水河北岸川地，其中平安镇分布面积最大。从土壤剖面形态特征分析，可得以下结论。

1.红吃劲土剖面构型40%为夹粘型。这种类型剖面结构总的趋势是耕作层以下，是由冲积、洪积、坡积物沉积和堆积而成的重壤和黏土夹粘层，颜色为黄红间隔或砖红色，分布深度为22～27cm。在这个夹粘层中，一般存在20cm左右的不透水层。这样的构型保水保肥，肥劲足、后劲大，供肥供水性能好；不利因素是通气和透水性能差，会导致农作物烂根和死苗。耕作上应进行深翻、掺砂、疏松土壤、增施有机肥等措施。

2.碳酸钙含量。因灌淤淋溶作用分布均匀，含量一般大于5%，属石灰性土壤，PH值在8.2～8.5之间，呈弱碱性反应。但磷的有效性在PH值6.5～7.5范围内活性最大（中性土壤），因此，土壤中的速效磷在碳酸钙含量高和PH值偏大的条件下，可溶性磷酸一钙和磷酸二钙形成了难溶性的磷酸三钙被储备起来，使作物不能直接吸收利用。即使增施一定量的磷肥，在短时期内也不容易提高磷肥的有效水平。所以说红吃劲土是贫磷土壤。如何提高磷肥的利用率，我认为一是磷肥应做基肥，与有机肥和氮肥混合施用，减少磷肥和土壤的接触面，缓解磷素的固定；二是采取精耕细作、疏松土壤、地膜覆盖等提高地温、活化土壤磷素；三是合理灌溉，协调土壤水气关系，提高土壤水温，增加磷的溶解度。

3.红吃劲土容重和其它物理性状特征。土壤容重是土壤的重要物理指标之一，容重的大小表明土壤质地、松紧度、有机质的优劣。经分析，红吃劲土容重在土壤剖面中有两种分布形式：一是两头小中间大的趋势，即耕作层1.42g/cm3，犁底层1.53g/cm3，心土层1.50g/cm3，底土层1.40g/cm3。剖面中的质地和松紧度的分布规律与容重的分布规律基本相似，之间存在着一定的相关性，是相互制约、相互促进的关系。各自的特征均与土壤的孔性和耕性相关。这一特性更进一步证明红吃劲土土壤中存在不透水层，该类土壤约占红吃劲土面积的40%左右。二是容重在剖面中从上而下呈递增趋势，即上松下实的土体构型。分布规律为耕作层1.43g/cm3，犁底层1.45g/cm3，心土层1.50g/cm3，底土层1.56g/cm3。这种形式约占红吃劲土面积的60%左右。

（二）厚层灌淤土属中其它土种物理性状

1.灰茬土面积484亩，占灌淤土面积的0.85%，占川水地面积的0.79%。分布在窑街辖区红山、大砂、上街三个村，成土母质成分复杂，其主要成分是搬运堆垫的城市可利用废杂物质，经过长期耕作，施用大量有机肥料，深翻等技术措施，而培育的一种肥力较高的地带性土壤，耕作灌溉时间悠久，特别是种植各种蔬菜时间较长，剖面观测结果表示土层深厚疏松，颜色较暗呈灰色，一米之内有炉渣、石砾等人类活动的痕迹，由上而下PH值在7.5～8.3，容重1.22～1.45g/cm3，质地轻，结构适中，属中性土壤土质。

2.厚层漏砂土面积278亩，分布于红古乡新庄村尕车，土壤剖面层次发育明显，0～20cm为耕作层，20～65cm为淤积层，65～90cm为粉砂层，90cm以下为卵石层，质地由轻壤、砂壤、粉砂、卵石逐渐变粗，颜色由灰栗、灰红、灰黄逐渐变淡，土层松紧度由6.21kg/cm3变为4.54kg/cm3，主要物理性状自上而下呈梯度变化趋势。

3.黄吃劲土面积104亩，分布于平安镇岗子村。成土母质主要是黄土状物质，质地较红吃劲土轻，容重自上而下由1.61g/cm3向1.35g/cm3递减，耕作层比较紧实，是上实下紧的土体构型。生产上应增施有机肥和秸秆还田，增加有机质含量，以便改善耕性。二、薄层灌淤土属划分为两个土种，面积2125亩，占川水地面积的3.5%，占灌淤土面积的3.71%。主要分布在湟水河沿岸的低阶地带和河漫滩上，土层厚度40～50cm左右，质地较轻，多为砂壤，土层以下是粉砂层或砂石混合淤积层或砂土间隔二元结构，保水保肥性能差，由于灌溉的淋溶作用，土壤养分渗漏到沙砾层及其以下，不能被作物吸收利用，造成高投入低效益的局面。改良措施应以防止土壤侵蚀为主，采取客土和引洪淤积的方法，加厚土体厚度。

另外，在平安镇平安村河滩分布淤砂土65亩，其土是沙砾上引洪淤积而成。剖面显示0～30cm为粉砂，30～64cm为淤积土，64cm以下为粉砂，这是一种两头松中间紧实土体结构。特点是发苗快，但不保肥保水，后劲不足，种植作物宜稀不宜密，今后应引洪淤积，加厚土层。

三、盐化灌淤土

全区现有盐化灌淤土265亩，占灌淤土面积的0.064%。主要分布在红古乡水车湾村、窑街红山村和海石湾虎头崖村，前两个村盐化灌淤土是地势低洼地带，由于降水、灌溉，提高了地下水位，加之排水不畅，造成盐分大量聚积而形成，剖面中下层有潜育化现象；后者是由于灌溉水含盐量较高而形成，盐化过程有明显的季节性变化，总的趋势是早春和深秋两季比较强烈。主要表现特征是盐随水来，盐随水去，随着季节性降雨和人为灌溉作用的不同，土壤形成干湿交替现象，从而导致雨季或灌水压盐，旱季返盐的季节性变化，严重影响作物的生长发育。土壤化学性质尚未测定，故该土的详细特征有待进一步分类分析。

红土壤的作用范文第3篇

关键词：红壤　入渗　蒸发

中图分类号：Q81　文献标识码：A　文章编号：1007-3973(2010)011-080-02

1　引言

红壤主要分布于我国长江以南的低山丘陵区，入渗和蒸发是土壤水分循环的重要环节，影响着土层的贮水和耗水，以及作物的水分胁迫。我国南方红壤区季节性干旱频发，受红壤表层入渗、蒸发性能的差异和改变影响很大。土壤入渗和蒸发性能的主要影响因素有母质类型、土壤初始含水量、水蚀等。本实验通过不同初始含水量条件下红壤表层入渗和蒸发性能的对比研究，以期获得改善红壤水分物理性质的适当措施。

2　试验条件及方法

本实验土壤采集于湖北省咸宁市，成土母质为第四纪红色粘土。土样风干后过2mm筛。试验的主要仪器为PVC柱(直径10cm，高20cm)。在PVC柱中装填红壤，使其干土容重为1.45g／cm3，土层高度为14cm,水头高度为3cm。对土柱采用三种不同处理，每种处理设三个平行，对照组的三个土柱不添加任何物质，稻草覆盖组表层添加稻草覆盖(2g／cm3，每个土柱7.85g，稻草剪成2cm的长度，均匀覆盖在土柱表面)，聚丙烯酰胺表施组在其表层土壤中均匀施加聚丙烯酰胺(PAM,每个土柱2)。PAM，具有良好的吸水和保水性能，可有效地增加土壤入渗率，是良好的土壤结构改良剂。

本实验用马氏瓶采用定水头法测量土柱积水入渗过程(入渗量等)，控制土壤初始含水量分别达到0.1、0.2、0.5cm3・cm-3时进行三次入渗试验。向土柱内加水，水头高度保持3cm，自漏斗下滴下第一滴水时开始计时，以后每隔2、3、5……分钟更换漏斗下面的烧杯，分别量渗水量，至渗水量最终稳定。得到入渗曲线，用以表示土壤入渗性能。蒸发实验主要为自然条件蒸发(夏季晴朗时于室外进行)。将土柱同时浸入水中，表面土壤湿润后继续浸泡24h，使其达到饱和含水量。此后将土柱置于晴朗室外，用称重法测定土柱的质量变化，从而得到蒸发速率和蒸发历时。得到蒸发曲线，用以表示土壤蒸发性能。

3　试验结果分析

3.1　入渗过程规律

累积入渗量和入渗速率是衡量土壤入渗性能的重要指标。由图1，随着时间的变化，土柱的入渗速率逐渐下降。初始时入渗速率最大，其后入渗速率慢慢减小，入渗30min后逐渐趋于平稳。土壤的初始含水量对土壤入渗有很大的影响。初始含水量低，入渗时表层土壤很快饱和，与下面土层产生较大的吸力梯度，水分很快入渗下去。当初始含水量较高时，由于表层土壤较干燥且有明显裂隙，下面的土层含水量较高，所以入渗初始阶段的累积入渗量和入渗速率较大，但不久之后入渗速率就明显降低。因此，土壤初始含水量较低，土壤的水分入渗就快。对比不同处理的入渗速率曲线，PAM处理的土柱入渗速率大于其他两种处理，说明PAM能有效促进土壤的水分入渗，而表层施加稻草的土柱的入渗速率较小，说明稻草对于土壤水分入渗具有阻碍作用。

随着入渗时间的增加，土柱的累积入渗量缓慢增加。施加PAM的土柱的累积入渗量大于另外两种处理，且曲线斜率也大于其他两种处理，说明PAM增大了土壤的入渗速率。而稻草阻碍了水分的入渗，曲线斜率低于对照土柱。图中最终累积入渗量不同是由于其初始含水量不同造成的。

3.2　蒸发过程规律

将土柱置于自然蒸发条件下，推动土壤中水分运动的作用力主要有重力、土面蒸发力以及吸力梯度。由于表层土壤中水分的蒸发作用，土表水分不断蒸发，产生吸力梯度促进水分从深层土壤向表层运动，表层水分继续蒸发，直至土柱水分含量趋于稳定。

由图3，水和土柱的日蒸发规律均较为稳定，早晚蒸发速率较低，正午蒸发速率最大。蒸发实验的前三天，施加稻草和PAM的土柱水分蒸发速率低于对照土柱，稻草和PAM对于土壤中水分的蒸发具有明显的抑制作用。第四天，三种不同处理的水分变化均不大。累积蒸发量随着时间缓慢增加。由图4，稻草和PAM可减少土壤的蒸发量，有利于土壤水分的保持。

4　结论

红土壤的作用范文第4篇

关键词　土壤退化；概况；进展；方向

中图分类号　S158.1

文献标识码　A

文章编号　1000－3037(2000)03－0280－05

鉴于土壤及土地退化对全球食物安全、环境质量及人畜健康的负面影响日益严重的现实，从土壤圈与地圈—生物圈系统及其它圈层间的相互作用的角度研究土壤退化，特别是人为因素诱导的土壤退化的发生机制与演变动态、时空分布规律及未来变化预测与恢复重建对策，已成为研究全球变化的最重要的组成部分，并将继续成为 21 世纪国际土壤学、农学及环境科学界共同关注的热点问题。但是，迄今为止，有关土壤退化的许多理论问题及过程机理尚不清楚，还没有公认的或统一的土壤退化指标和定量化评价方法[1]。因此，及时了解国际土壤退化研究的最新动向，并结合我国实际创造性地开展该领域的研究工作，具有重要的学术价值和现实生产意义。

1 土壤退化的概念

土壤退化 (Soil degradation)是指在各种自然，特别是人为因素影响下所发生的导致土壤的农业生产能力或土地利用和环境调控潜力，即土壤质量及其可持续性下降（包括暂时性的和永久性的）甚至完全丧失其物理的、化学的和生物学特征的过程，包括过去的、现在的和将来的退化过程，是土地退化的核心部分。土壤质量 (Soil quality)则是指土壤的生产力状态或健康 (Health) 状况，特别是维持生态系统的生产力和持续土地利用及环境管理、促进动植物健康的能力[2]。土壤质量的核心是土壤生产力，其基础是土壤肥力。土壤肥力是土壤维持植物生长的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母质、气候、生物、地形和时间因素长期相互作用的结果，带有明显的响应主导成土因素的物理、化学和生物学特性；另一方面，人类活动也深刻影响着自然成土过程，改变土壤肥力及土壤质量的变化方向。因此，土壤质量的下降或土壤退化往往是一个自然和人为因素综合作用的动态过程。根据土壤退化的表现形式，土壤退化可分为显型退化和隐型退化两大类型。前者是指退化过程（有些甚至是短暂的）可导致明显的退化结果，后者则是指有些退化过程虽然已经开始或已经进行较长时间，但尚未导致明显的退化结果。

2 全球土壤退化概况

当前，因各种不合理的人类活动所引起的土壤和土地退化问题，已严重威胁着世界农业发展的可持续性。据统计，全球土壤退化面积达 1965万km2。就地区分布来看，地处热带亚热带地区的亚洲、非洲土壤退化尤为突出，约 300万km2 的严重退化土壤中有 120万km2 分布在非洲、110万km2 分布于亚洲；就土壤退化类型来看，土壤侵蚀退化占总退化面积的 84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等级来看，土壤退化以中度、严重和极严重退化为主，轻度退化仅占总退化面积的

38%[3～6]。

全球土壤退化评价 (Global Assessment of Soil Degradation) 研究结果[3～6]显示，土壤侵蚀是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蚀影响占 56%，风蚀占 28%；至于水蚀的动因，43% 是由于森林的破坏、29% 是由于过度放牧、24% 是由于不合理的农业管理，而风蚀的动因，60% 是由于过度放牧、16% 是由于不合理的农业管理、16% 是由于自然植被的过度开发、8% 是由于森林破坏；全球受土壤化学退化（包括土壤养分衰减、盐碱化、酸化、污染等）影响的总面积达 240万km2，其主要原因是农业的不合理利用 (56%) 和森林的破坏 (28%)；全球物理退化的土壤总面积约 83万km2，主要集中于温带地区，可能绝大部分与农业机械的压实有关。

3 我国土壤退化状况

首先，我国水土流失状况相当严重，在部分地区有进一步加重的趋势。据统计资料[7]，1996 年我国水土流失面积已达 183万km2，占国土总面积的 19%。仅南方红黄壤地区土壤侵蚀面积就达 6153万km2，占该区土地总面积的 1/4[8]。同时，对长江流域 13 个重点流失县水土流失面积调查结果表明，在过去的 30 年中，其土壤侵蚀面积以平均每年 1.2%～2.5% 的速率增加[9]，水土流失形势不容乐观。

其次，从土壤肥力状况来看，我国耕地的有机质含量一般较低，水田土壤大多在 1%～3%，而旱地土壤有机质含量较水田低，＜1% 的就占 31.2%；我国大部分耕地土壤全氮都在 0.2% 以下，其中山东、河北、河南、山西、新疆等 5 省（区）严重缺氮面积占其耕地总面积的一半以上；缺磷土壤面积为 67.3万km2，其中有 20 多个省（区）有一半以上耕地严重缺磷；缺钾土壤面积比例较小，约有 18.5万km2，但在南方缺钾较为普遍，其中海南、广东、广西、江西等省（区）有 75% 以上的耕地缺钾，而且近年来，全国各地农田养分平衡中，钾素均亏缺，因而，无论在南方还是北方，农田土壤速效钾含量均有普遍下降的趋势；缺乏中量元素的耕地占 63.3%[10]。对全国土壤综合肥力状况的评价尚未见报道，就东部红壤丘陵区而言，选择土壤有机质、全氮、全磷、速效磷、全钾、速效钾、pH 值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表层土壤厚度等 11 项土壤肥力指标进行土壤肥力综合评价的结果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影响，处于中、下等水平，高、中、低肥力等级的土壤的面积分别占该区总面积的 25.9%、40.8% 和 33.3%，在广东丘陵山区、广西百色地区、江西吉泰盆地以及福建南部等地区肥力退化已十分严重[11]。

此外，其它形式的土壤退化问题也十分严重。以南方红壤区为例，约 20万km2 的土壤由于酸化问题而影响其生产潜力的发挥；化肥、农药施用量逐年上升，地下水污染不断加剧，在部分沿海地区其地下水硝态氮含量已远远高于 WHO 建议的最高允许浓度 10mg/l；同时，在一些矿区附近和复垦地及沿海地区土壤重金属污染也相当严重[8]。

4 土壤退化研究进展

自 1971 年 FAO 提出土壤退化问题并出版“土壤退化 " 专著以来，土壤退化问题日益受到人们的关注。第一次与土地退化有关的全球性会议——联合国土地荒漠化 (desertification) 会议于 1977 在肯尼亚内罗毕召开。联合国环境署 (UNEP) 又分别于 1990 年和 1992 年资助了 Olde man等开展全球土壤退化评价 (GLASOD)、编制全球土壤退化图和干旱土地的土地退化（即荒漠化）评估的项目计划。1993 年 FAO 等又召开国际土壤退化会议，决定开展热带亚热带地区部级土壤退化和 SOTER（土壤和地体数字化数据库）试点研究。在 1994 年墨西哥第 15 届国际土壤学大会上，土壤退化，尤其是热带亚热带的土壤退化问题倍受与会者的重视，不少科学家指出，今后 20 年热带亚热带将有 1/3 耕地沦为荒地，117 个国家粮食将大幅度减产，呼吁加强土壤退化及土地退化恢复重建研究，并在土壤退化的概念、退化动态数据库、退化指标及评价模型与地理信息系统、退化的遥感与定位动态监测和模拟建模及预测、土壤复退性能研究、退化系统恢复重建的专家决策系统等研究方面有了新的发展。国际水土保持学会也于 1997 在加拿大多伦多组织召开了以流域为基础的生态系统管理的全球挑战国际研讨会，从生态系统、流域的角度探讨土壤侵蚀等土壤退化等问题。而且，国际土壤联合会于 1996 年和 1999 年分别在土耳其和泰国举行了直接以土地退化为主题的第一届和第二届国际土地退化会议，并在第一届会议上决定成立了土壤退化研究工作组专门研究土壤退化，在第二届会议上则对土壤退化问题更为重视，并有学者倡议将土壤退化研究提高到退化科学的高度来认识，并决定于 2001 年在巴西召开第三届国际土壤退化会议[12]。同时，在亚洲，由 UNDP 和 FAO 支持的“亚洲湿润热带土壤保持网 (ASOCON)”和“亚洲问题土壤网”也在亚太土地退化评估与控制方面开展了大量的卓有成效的研究工作。总的说来，国际上土壤退化研究在以下方面取得了重要进展：①从土壤退化的内在动因和外部影响因子（包括自然和社会经济因素）的综合角度，研究土壤退化的评价指标及分级标准与评价方法体系；②从土壤的物理、化学和生物学过程及其相互作用入手，研究土壤退化的过程与本质及机理；③从历史的角度出发，结合定位动态监测，研究各类土壤退化的演变过程及发展趋向和速率，并对其进行模拟和预测；④侧重人类活动（特别是土地利用方式和土壤经营管理措施）对土壤退化和土壤质量影响的研究，并将土壤退化的理论研究与退化土壤的治理和开发相结合，进行土地更新技术和土壤生态功能保护的试验示范和推广；⑤注重传统技术（野外调查、田间试验、盆栽试验、实验室分析测试、定位观测试验等）与高新技术（遥感、地理信息系统、地面定位系统、模拟仿真、专家系统等）的结合；⑥从社会经济学角度研究土壤退化对土壤质量及其生产力的影响。

我国土壤学研究工作在过去几十年主要集中在土壤发生、分类和制图（特别是土壤资源清查）；土壤基本物理、化学和生物学性质（特别是土壤肥力性状）；土壤资源开发利用与改良（特别是土壤培肥，盐渍土和红壤的改良等）等方面。这些工作虽然在广义上与土壤退化科学密切相关，但直接以土壤退化为主题的研究工作主要集中在最近 10 多年，其中又以热带亚热带土壤退化研究工作较为系统和深入，并在 80 年代参与了热带亚热带土壤退化图的编制，完成了海南岛 1∶100万SOTER 图的编制工作。90 年代以来，中国科学院南京土壤研究所结合承担国家“八五”科技攻关专题“南方红壤退化机制及防治措施研究”和国家自然科学基金重点项目“我国东部红壤地区土壤退化的时空变化、机理及调控对策的研究”任务，将宏观调研与田间定位动态观测和实验室模拟试验相结合，将遥感、地理信息系统等高新技术与传统技术相结合，将自然与社会经济因素相结合，将时间演变与空间分布研究相结合，将退化机理与调控对策研究相结合，对南方红壤丘陵区土壤退化的基本过程、作用机理及调控对策进行了有益的探索，并在以下方面取得了重要进展[8、13]：①初步定义了土壤退化的概念，阐明了红壤退化的基本过程、机制、特点。②在土壤侵蚀方面，利用遥感资料和地理信息系统技术编制了东部红壤区 1∶400万90 年代土壤侵蚀图与叠加类型图及典型地区 70、80、90 年代叠加土壤侵蚀图，并在土壤侵蚀图、土地利用图、土壤母质图等基础上，编制了 1∶400 万土壤侵蚀退化分区概图；对南方主要类型土壤可蚀性 K 值进行了田间测定，并利用全国第二次土壤普查数据和校正的 Wischmeier 方程，计算我国南方主要类型土壤可蚀性 K，编制了相关图件。③在肥力退化机理方面，建立了南方红壤区土壤肥力数据库，初步提出了肥力退化评价指标体系，进行了土壤肥力退化评价的尝试，并绘制了红壤退化评价有关图件；将养分平衡与土壤养分退化研究相结合总结了我国南方农田养分平衡 10 年变化规律及其与土壤肥力退化的关系，认为土壤侵蚀、酸化养分淋失等造成的养分赤字循环及养分的不平衡是土壤养分退化的根本原因；应用遥感手段及历史资料，编制了 0～20cm 及 0～100cm 土层的土壤有机碳密度图，探讨了红壤有机碳库的消长与转化及腐殖质组成性质的变化规律；提出了磷素固定是红壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰减的实质是磷素的双核化和向固相的扩散，解决了红壤磷素退化的实质问题。④在土壤酸化方面，研究了红壤的酸化特点，根据土壤的酸缓冲性能，建立了土壤酸敏感性分级标准，进行了红壤酸敏感性分级和分区，首次绘制了有关地区土壤酸敏感性分区概图；采用 MAGIC 模型，并进行校正对我国红壤酸化进行预测，揭示红壤酸度的时空变化规律；并在作物耐铝快速评估方面取得了重要进展。⑤在土壤污染方面，利用多参数对重金属的土壤污染进行了综合评估，建立了综合污染指数 (CPI) 值的计算方法，对不同地区的污染状况进行了评估，绘制了重金属污染概图；应用农药在土壤中的吸附系数 (Kd) 和半衰期 (t1/2) 及基质迁移模式，阐明了土壤农药污染的机理；在重金属污染对土壤肥力的影响方面的研究结果表明，重金属污染可降低土壤对钾的保持能力，促进钾的淋失；而对氮和磷而言，主要是降低与其催化降解和循环相关的酶的活性。⑥红壤退化防治方面，提出了区域治理调控对策，“顶林—腰果—谷农—塘鱼”等立体种养模式等，并对一些开发模式进行示范和评价。

然而，我国幅员辽阔，自然和社会经济条件复杂多样，地区间差异明显。各类型区在农业和农村发展过程中均不同程度地面临着各种资源环境退化问题，有些问题是全区共存的，有些则是特定类型区所特有的。过去的工作仅集中于江南红壤丘陵区，而对其它地区触及较少。而且，在研究工作中，也往往偏重于单项指标及单个过程的研究。土壤退化综合评价指标体系的研究基本处于空白，对退化过程的相互作用研究不够。同时，在合理选择碱性物质改良剂种类、提高经济效益以及长期施用改良剂对土壤物理、化学，特别是生物学性质的影响等方面还有许多问题有待进一步研究，对耐酸（铝）作物品种的选择研究也亟待加强。此外，对其它土壤退化问题，如集约化农业和乡镇企业及矿产开发引起的土壤及水体污染、土壤生物多样性衰减等问题，尚未开展系统研究。

5 土壤退化的研究方向

土壤退化是一个非常综合和复杂的、具有时间上的动态性和空间上的各异性以及高度非线性特征的过程。土壤退化科学涉及很多研究领域，不仅涉及到土壤学、农学、生态学及环境科学，而且也与社会科学和经济学及相关方针政策密切相关。然而，迄今为止，国内外的大多数研究工作偏重于对特定区域或特定土壤类型的某些土壤性状在空间上的变化或退化的评价，而很少涉及不同退化类型在时间序列上的变化。而且，在土壤退化评价方法论及评价指标体系定量化、动态化、综合性和实用性以及尺度转换等方面的研究工作大多处于探索阶段。

我国土壤退化研究虽然在某些方面取得了一定的、有特色的进展，但整体上还处于起步阶段。为此，作者认为，今后我国土壤退化的研究工作应从更广和更深的层次上系统综合地开展土壤退化的综合评价与主要退化类型农业生态系统的重建和恢复研究，并逐步向土地退化或环境退化方向拓展。具体来说，应加强以下几个方面的研究工作：

(1) 土壤与土地退化指标评价体系研究。主要包括用于评价不同土壤及土地退化类型的单项和综合评价指标、分级标准、阈值和弹性，定量化的和综合的评价方法与评价模型等；

(2) 土壤退化的监测与预警系统研究。主要包括建立土壤退化监测研究网络，对重点区域和国家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的类型、范围及退化程度进行监测和评价，并进行分类区划，为退化土地整治提供依据；

(3) 土壤与土地退化过程、机理及影响因素研究。重点研究几种主要退化形式（如土壤侵蚀、土壤肥力衰减、土壤酸化、土壤污染及土壤盐渍化等）的发生条件、过程、影响因子（包括自然的和社会经济的）及其相互作用机理；

(4) 土壤与土地退化动态监测与动态数据库及其管理信息系统的研究。主要包括土壤退化监测网点或基准点 (Benchmark sites)的选建、3S(GIS、GPS、RS) 技术和信息网络及尺度转换等现代技术和手段的应用与发展、土壤退化属性数据库和 GIS 图件及其动态更新、土壤退化趋向的模拟预测与预警等方面的工作；

(5) 土壤退化与全球变化关系研究。主要包括土壤退化与水体富营养化、地下水污染、温室气体释放等；

(6) 退化土壤生态系统的恢复与重建研究。主要包括运用生态经济学原理及专家系统等技术，研究和开发适用于不同土壤退化类型区的、以持续农业为目标的土壤和环境综合整治决策支持系统与优化模式，主要退化生态系统类型土壤质量恢复重建的关键技术及其集成运用的试验示范研究等方面的工作，为土壤退化防治提供决策咨询和示范样板；

(7) 加强土壤退化对生产力的影响及其经济分析研究，协助政府制定有利于持续土地利用，防治土壤退化的政策。

参考文献

1 R Lal. Soil quality and sustainability [A]. In:

R Lal, W H Blum, C Valentine, et al. Methods for

Assessment of Soil Degradation [C]. USA: CRC Press

LLC, 1998,17～30.

2 赵其国，孙波，张桃林．土壤质量与持续环境 I．土壤质量的定义及评价方法[J]．土壤，1997,(3)：113～120.

3 GLASOD. Global assessment of soil degradation [Z]. World maps.

Wageningen (Netherlands): ISRIC and PUNE,

1990.

4 Oldeman L R, Engelen, V W P Van, et al. The extent

of human-induced soil degradation [Z]. Annex 5“World

Map of the status of human induced soil degradation,An explanatory

note.”Wageningen, Netherlands: ISRIC.

1990.

5 Oldeman L R, Hakkeling R T A, Sombroek W G.

World map of the status of human-induced soil

degradation [Z]. An explanatory note, Wageningen, Netherlands: ISRIC

and PUNE, 1991.

6 Oldeman L R. The global extent of soil

degradation [A]. In: D J Greenland, I Szabolcs.

Soil Resilience and Sustainable Land Use [C]. CAB International,

Wallingford, UK, 1994,99～118.

7 中国农业年鉴编辑委员会．中国农业年鉴[Z]．北京：中国农业出版社，1997.

8 张桃林．中国红壤退化机制与防治[M]．北京：中国农业出版社，1999.

9 红黄壤地区农业持续发展战略研究专题协作组．红黄壤地区农业持续发展研究（第一集）[C]．北京：中国农业科技出版社，1993.

10 鲁如坤．土壤—植物营养学[M]．北京：化学工业出版社，1998.

11 孙波，张桃林，赵其国．我国东南丘陵区土壤肥力的综合评价[J]．土壤学报，1995,32(4)：362～369.

12 C Anecksamphant, C Charoenchamratcheep, T

Vearasilp, et al. Conference Report of 2 nd

International Conference on Land Degradation [R].

红土壤的作用范文第5篇

    1材料与方法

    1.1仪器与试剂液相-质谱联用仪:1100液相色谱系统(美国Ag-ilent公司);ABI4000QTRAP三级四极杆质谱仪(美国AB公司),配有电喷雾离子源(ESI);XDB-C18(2.1×50mm,5μm)色谱柱;XY-SPE-12A固相萃取仪(上海析友分析仪器有限公司);OasisHLBSPE柱(3.0mL?60mg-1,美国Waters公司);TDL-5离子机(上海安亭科学仪器厂);BT01型蠕动泵(北京友仪四方科技发展有限公司)。土霉素(Oxytetracycline,OTC)购于德国Dr.Ehren-storfer公司,纯度>93.0%,其分子结构式见图1;甲醇、乙腈购于Sigma公司,色谱纯。其他试剂均为分析纯,实验用水为蒸馏水。McIIvaine-EDTA缓冲液配制:柠檬酸12.9g,乙二胺四乙酸二钠37.2g,磷酸氢二钠27.5g,溶于水中并定容到1L,用0.1mol?L-1NaOH调节pH=4.0。3种供试土壤分别采自我国不同地区,土壤风干磨细后过20目筛备用。供试土壤理化性质见表1。人工污染土壤制备:分别称取一定量的土霉素,溶于60mL甲醇中,搅拌混合到200.0g土壤中,制备成不同含量的污染土壤,其中所用土壤类型与土柱内土壤相同,在暗处放置24h,挥发除去甲醇。

    1.2检测分析方法检测条件:检测波长365nm,柱温25℃,进样量5.0μL,流速200μL?min-1,流动相A为0.2%甲酸水溶液,流动相B为乙腈,流动相组分A∶B=85∶15,出峰时间为2.61min。质谱条件:电喷雾ESI离子源;雾化气(GAS1)为0.31MPa;气帘气为0.10MPa;加热辅助气(GAS2)为0.38MPa;碰撞气CAD为Medium;喷雾电压IS为-4500V;雾化温度为500℃;检测方式为负离子多离子反应检测(MRM)。OTC用于定性和定量分析的离子对为m/z=445.2/410.2。

    1.3试验方法根据GB5084—1992《农田灌溉水质标准》[23]中水稻的灌溉定额800m3?667m-2?a-1和供试土柱的横截面积计算,其相应的年灌溉量为9.6L。水稻生长周期为4个月左右,因此设计土柱的最大淋溶量为4.5L,土壤厚度为30cm。用医用纱布封住有机玻璃柱(高50cm,内径9.5cm)底口,铺垫30g沙子作为承接层,装入3000.0g风干供试土壤。将装好土壤后的柱子浸入装有蒸馏水的塑料桶中,使土壤完全润湿。在土柱上端铺垫少量玻璃棉,然后铺入200.0g污染土壤,再均匀铺上适量石英砂,盖上一层滤纸。淋溶液为蒸馏水,并在淋溶液中加入浓度为0.01mol?L-1的NaN3和CaCl2,以抑制土柱内土本文作者:赵 玲、刘玉芳、尹平河、肖娟宜                                    单位: 暨南大学环境科学系

    霉素的生物降解和土壤离子平衡。用蠕动泵控制淋溶液速度为0.3mL?min-1,直至达到设计淋溶量后停止,再将填装土柱放置3d,使土壤水分排至自然干状态,对半拆开土柱,按要求分层取样,分析土霉素含量。具体试验设计如下:(1)取样方法:将土柱拆开后,以玻璃棉为界限去除上层制备的污染土壤,以紧接玻璃棉的下层土壤为0cm,即表层土壤样品,距玻璃棉5cm的下层土壤为5cm处土壤样品,并依此类推。(2)土霉素在不同土壤中的淋溶迁移特性:按上述填装步骤分别装入红壤土(水稻土)、黑钙土(黑土)、赤红壤(草地土);设定淋溶量为4.5L蒸馏水。(3)淋溶液体积对土霉素在土壤中的迁移影响:以红壤土为供试土壤,设定淋溶量为1.5、3.0、4.5L蒸馏水,换算成相应的降雨量分别为300、600、900mm。(4)淋溶液pH对土霉素在土壤中的迁移影响:以红壤土为供试土壤,淋溶液体积为4.5L,用0.1mol?L-1的NaOH或HCl调节蒸馏水的pH值分别为5、7、9。(5)施药量对土霉素在土壤中淋溶的迁移影响:以红壤土为供试土壤,配制浓度分别为1、10、20mg?kg-1的污染土壤加于不同的土柱上层,用4.5L的蒸馏水淋溶。(6)土霉素溶液在土柱中的迁移特性:土柱中装填60cm供试土壤,直接用4.0L浓度为1.0mg?L-1土霉素溶液淋溶。以上实验每个处理均设3个平行和3次重复实验。

    1.4样品处理准确称取风干研磨过60目筛的土壤2.0g于离心管中,加入10.0mLMcIIvaine-EDTA缓冲液,旋转振荡5min,于60kHz、300W下常温超声30min,在10000r?min-1下离心10min,吸取5.0mL上清液,弃去所剩上清液。再次加入10.0mL缓冲液于离心管中,重复以上操作3次,合并提取液,混均,置于避光处。用HLB柱对样品进行富集净化,依次用5.0mL甲醇、5.0mLMcIIlvaine-EDTA缓冲液活化HLB柱,再将提取液通过小柱自然流下,过样完毕后用5.0mL5%甲醇水溶液淋洗,干燥20min,以10.0mL体积比为甲醇∶乙腈∶草酸=3∶3∶4的溶液洗脱。氮气吹至近干,以20%的乙腈水溶液定容到1.0mL,待测。

    1.5数据分析本文用SPSS17.0进行数据平均值、标准差、回归及方差(SNK)的统计分析,统计性显着性假设为P<0.05;数据图形采用Origin8.0制作,化学分子式采用Chem-Office2006绘制。2结果与讨论2.1不同土壤类型对土霉素的垂直迁移影响土霉素(OTC)在土壤中有一定的迁移能力,在不同类型的土壤中其迁移能力也有不同,图2为土霉素在红壤土、黑钙土和赤红壤3种土壤中迁移情况。由图2可知,土霉素在3种土壤中的迁移深度为红壤土>赤红壤>黑钙土。在表层土壤中黑钙土中土霉素含量最高,其次为红壤土,赤红壤;但在5~30cm土层,相同深度取样点中的土霉素含量为赤红壤>红壤土>黑钙土,即土霉素在赤红壤中的迁移能力最强,在黑钙土中的迁移能力最弱。方差分析表明,不同土壤类型对土霉素在土壤中的迁移深度影响达到显着差异水平(P<0.05)。土霉素在土壤中的吸附行为与土壤组成有密切的关系[24],尤其以土壤中的有机质、黏粒、铁铝氧化物等因素影响最大,且以上因素含量越高的土壤,对土霉素的吸附量也越大。对照表1中3种供试土壤的理化性质,3种土壤的有机含量依次为黑钙土>红壤土>赤红壤,即有机质含量越高的土壤,土霉素受淋溶迁移的深度越小。因为土壤有机质中带有许多极性官能团,使土壤表面带有大量的负电荷,通过不同的键合作用与土霉素结合,增大了土壤对土霉素的吸附,减缓了土霉素的向下迁移。此外,土壤的pH值、阳离子交换量也有可能对土霉素在土壤中的迁移产生影响。