养分添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况的影响
分类号：单位代码：10364
密级：学号：S10090702298
安徽农业大学
学位论文
养分添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况
的影响
Effects of N and P addition on soil nutrient in a subtropical
evergreen broad-leaved forest
研究生：赵阳
指导教师：徐小牛教授
申请学位门类级别：农学硕士
专业名称：森林培育
研究方向：生物地球化学循环
所在学院：林学与园林学院
答辩委员会主席：
2013年6月
独创性声明
本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得安徽农业大学或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。
研究生签名：时间：年月日
关于论文使用授权的说明
本人完全了解安徽农业大学有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权保留送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。同意安徽农业大学可以用不同方式在不同媒体上发表、传播学位论文的全部或部分内容。
(保密的学位论文在解密后应遵守此协议)
研究生签名：时间：年月日
第一导师签名：时间：年月日
课题来源本研究得到下列科研项目资助：
国家“973”计划项目(2010CB950602)
国家自然科学基金项目（30771719）
摘要
土壤是植物生存的重要环境因子，也是森林生态系统研究的重要组成部分。一方面，森林土壤可为森林植被的存在和发展提供必要的物质基础；另一方面，森林植被的出现及其演替反过来也将影响其土壤的形成和发育。随着人口增加、经济发展和环境变化对土地资源的压力日益增大，导致土地退化和污染十分严重。目前，土壤质量是制约全球生物圈可持续发展的重要因素之一，亦是生态环境、土壤管理和土地利用的可持续评估、判断准则。土壤是森林生态系统营养元素转化的重要枢纽，其养分状况影响林木生长，使森林生态系统表现出不同的生产力水平。
在氮沉降全球化的背景下，研究和预测氮沉降对我国森林生态系统的影响及其反馈，对于制定合理的经济发展战略、制订森林资源和环境管理计划和提高应对全球变化能力均具有重要理论价值和实践意义。鉴于此，于2011年1月在安徽查湾自然保护区选择亚热带常绿阔叶林建立了永久性的试验样地，通过养分添加试验（氮添加、氮磷添加），探讨氮磷添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况的影响，为揭示森林土壤养分动态及其对氮沉降增加的响应机理提供基础。
研究结果显示，养分添加前表层0-10 cm土壤pH (H2O)平均值为4.28、pH (KCl)的平均值为3.34，电导率（EC）的均值为200.47 μS·cm-1，全氮的均值为3.13 g·kg-1，全钾的均值为9.52 g·kg-1，全钙的均值为83.22 g·kg-1，全镁的均值为1.70 g·kg-1，全磷的均值为176.03 mg·kg-1。不同处理各养分之间差异不显著（p>0.05）。
养分添加后，对照（CK）样地表层0-10 cm土壤中，铵态氮含量最高出现在2012年6月（11.05 mg·kg-1），最低在2011年12月（3.60 mg·kg-1）；氮添加（N）处理样地分别出现在2011年10月（14.64 mg·kg-1）、2011年9月（4.90 mg·kg-1）；氮磷添加（N+P）处理，则分别在2011年8月（17.24 mg·kg-1、2011年9月（4.90 mg·kg-1）。10-20 cm土层中，对照铵态氮含量最高在2011年8月（19.16 mg·kg-1），最低在2011年12月（2.50 mg·kg-1）；氮添加分别出现在在2011年8月（11.67 mg·kg-1）、2011年7月（3.41 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年8月（15.45 mg·kg-1）、2011年7月（2.97 mg·kg-1）。
表层0-10 cm土壤中，对照硝态氮含量最高在2012年2月（1.65 mg·kg-1），最低在2011年12月（0.17 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年10月（22.51 mg·kg-1）和2012年4月（0.17 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年10月（7.14 mg·kg-1）和2012年4月（0.18 mg·kg-1）。10-20 cm土层中，对照硝态氮含量最高在2011年7月（1.43 mg·kg-1），最低在2011年10月（0.35 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年10月（10.08 mg·kg-1）和2012年4月（0.18 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年10月（4.11 mg·kg-1）
和2012年4月（0.20 mg·kg-1）。养分添加处理和对照之间差异显著（p<0.05），而氮添加和氮磷添加之间差异不显著（p>0.05）。
表层0-10 cm土壤中，对照土壤速效磷含量最高在2012年6月（5.71 mg·kg-1），最低在2011年12月（0.46 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年9月（2.82 mg·kg-1）、2011年12月（1.41 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年12月（3.81 mg·kg-1）、2011年12月（0.37 mg·kg-1）。10-20 cm土层中对照土壤速效磷含量最高在2011年5月份（1.13 mg·kg-1），最低在12月（0.58 mg·kg-1）；氮添加分别出现在2012年4月（3.96 mg·kg-1）和2011年7月（1.08 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2012年4月（3.34 mg·kg-1）和2011年7月（0.92 mg·kg-1）。对照和氮添加之间差异不显著（p>0.05），氮磷添加和对照及氮添加之间差异显著（p<0.05）。
表层0-10 cm土壤中，对照可溶性有机碳（DOC）含量最高在2011年8月（368.24 mg·kg-1），最低在2011年10月（118.37 mg·kg-1）；氮添加DOC含量最高在2011年8月（391.16 mg·kg-1），最低在2012年6月（84.32 mg·kg-1）。氮磷添加DOC含量最高在2011年8月（381.43 mg·kg-1），最低在2012年6月（92.71 mg·kg-1）。
原位培养结果显示，对照0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为556.87 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、671.50 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、1228.37 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-230.82 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-18.67 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、-163.31 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）；10-20 cm土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为244.31 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、201.13 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、392.73 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-467.57 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-8.30 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、-438.28 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）。
氮添加处理0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为583.64 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、687.39 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、1271.03 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-233.79 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-343.87 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-278.10 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）；10-20 cm土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为285.31 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、177.65 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、462.97 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-264.72 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-89.26 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-190.86 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）。
氮磷添加处理0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为379.83 μg·kg-1·d-1（2011年9-10月）、676.65 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、877.39 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-404.18 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、
-64.36 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-407.86 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）；10-20 cm 土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为162.31 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、285.00 μg·kg-1·d-1（2011年9-10月）、351.21 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-417.96 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-45.69 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-425.14 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）。
研究结果表明，在氮添加处理后的一个月，表层土壤无机氮含量表现出比对照高的格局，且0-10 cm土层对养分添加的响应比10-20 cm土层更加敏感，可见短期（如1-2年）氮添加可以显著促进森林土壤氮素矿化，且对表层土壤的促进效果更为明显。不同处理中，添加N和N+P处理均使两个土层铵态氮和硝态氮含量显著增加，但两个处理间的差异并不显著。添加氮磷处理土壤有效磷含量高于氮添加和对照，随着施肥处理的进行，其差异随之增大。而氮添加和对照样地土壤有效磷含量的差异并没有达到统计显著水平。
不同处理0-10 cm和10-20 cm土层的氮素净氨化，净硝化和净矿化速率具有相似的季节性变化规律，即夏季氮素净转化速率最高，冬季氮素净转化速率最低，春季和秋季氮素净转化速率有一定差异，但不显著。初步结果显示，养分添加使土壤年平均净矿化速率下降，氮添加使土壤硝化速率下降，氨化速率上升；而氮磷添加使硝化速率上升，氨化速率下降。养分添加对森林生态系统的氮动态影响效应尚需长期定位观测。
关键词：养分添加，森林土壤，亚热带林，氮动态，氮素转化，有效磷
Abstract
Soil is one of the important environment factors, and the basis for plant survival. Therefore, soil is an important part of forest ecosystem research. On the one hand, the forest soil provides the necessary material base for the existence and development of forest vegetation; On the other hand, the emergence and its succession of forest vegetation, in turn, can affect the soil formation and development. As the population increases, economic development and environmental change, land degradation and pollution become very serious. Soil quality is one of the important factors for sustainable development of the global biosphere, and is the evaluation and judgment criteria of ecological environment, soil management and sustainable land use. Soil nutrient conditions affect tree growth, and determine the productivity of forest ecosystems.
In the case of high nitrogen (N) deposition under the background of globalization, evaluation of the effect of nitrogen deposition in forest ecosystems and its feedback to make reasonable economic development strategy and plan of forest resources and environmental management has important theoretical value and practical significance. Therefore, six permanent plots were established in a subtropical evergreen broad-leaved forest in Chawan Natural Reserve, southern Anhui, in January 2011. A fertilization experiment was conducted. The experimental design included three treatments with two replications: the control, high N (100 kg N hm-2 a-1) and high N + phosphorus (100 kg N hm-2 a-1 + 50 kg P hm-2 a-1). The objective of the study is to determine the effects of N addition on soil nutrient status and to reveal the responsive mechanism of soil nutrient dynamics to nitrogen deposition in subtropical evergreen broad-leaved forest. The results obtained are as follows.
Before nutrient additions, the pH (H2O) for 0-10 cm soil layers averaged 4.28, and pH (KCl) 3.34. The mean EC was 200.47 μS·cm-1. The mean concentrations of total nitrogen was 3.13 g·kg-1, total potassium 9.52 g·kg-1, total calcium 83.22 g·kg-1, total magnesium 1.70 g·kg-1, total phosphorus 176.03 mg·kg-1. No significant differences appeared among the different treatment stands (p > 0.05).
After the nutrient additions, the concentrations of NH4+-N in 0-10 cm soil layer were highest in June 2012 (11.05 mg·kg-1) and lowest in December 2011 (3.60 mg·kg-1) for the control (CK); whili highest in October 2011 (14.64 mg·kg-1) and lowest in September 2011 (4.90 mg·kg-1) for the nitrogen (N) addition, and highest in
August 2011 (17.24 mg·kg-1) and lowest in September 2011 (4.90 mg·kg-1) for nitrogen and phosphorus (N+P) addition. In the 10-20cm soil layer, the NH4+-N concentrations were highest in August 2011 (19.16 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (2.50 mg·kg-1) for CK; but highest in August 2011 (11.67 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (3.41 mg·kg-1) for N addition; and highest in August 2011 (15.45 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (2.97 mg·kg-1) for N+P addition.
Concentrations of NO3--N in 0-10 cm soil layer were highest in February 2012 (1.65 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.17 mg·kg-1) for CK; while highest in October of 2011 (22.51 mg·kg-1) and lowest in April 2012 (0.17 mg·kg-1) for N addition; and highest in October of 2011 (7.14 mg·kg-1) and lowest in April 2012, 0.18 mg·kg-1) for N+P addition. In the 10-20cm soil layer, the NO3--N concentrations were highest in July 2011 (1.43 mg·kg-1) and lowest in October of 2011 (0.35 mg·kg-1) for CK, highest in October of 2011 (10.08 mg·kg-1) and lowest in April 2012 (0.18 mg·kg-1) for N addition; while highest in October of 2011 (4.11 mg·kg-1) and lowest in April 2012, 0.20 mg·kg-1) for N+P addition. Significant differences were appeared between treatments and control (p < 0.05), but no significant differences was appeared between the treatments (p > 0.05).
Concentrations of available P (AP) in 0-10 cm soil layer were highest in June 2012 (5.71 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.46 mg·kg-1) for CK; highest in September 2011 (2.82 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (1.41 mg·kg-1) for N addition; highest in December 2011 (3.81 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.37 mg·kg-1) for N+P addition. In 10-20cm soil layer, AP concentrations were highest in May (1.13 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.58 mg·kg-1) for CK; highest (3.96 mg·kg-1) in April 2012 and lowest in July 2011 (1.08 mg·kg-1) for N addition; highest levels in April 2012 (3.34 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (0.92 mg·kg-1) for N+P addition.. No significant difference appeared between CK and N addition (p> 0.05), while significant differences appeared between CK and N+P addition addition (p < 0.05).
The contents of dissolved organic carbon (DOC) in 0-10 cm soil layer were highest in August 2011 (368.24 mg kg-1), lowest in October of 2011 (118.37 mg·kg-1) for CK; and highest in August 2011 (391.16 mg·kg-1) and lowest in June 2012 (84.32 mg·kg-1) for N addition; while highest in August 2011 (381.43 mg·kg-1) and lowest in June 2012 (92.71 mg·kg-1) for N+P addition.
The results from the in-situ incubation experiment showed that the rate of
ammonification (Rna) in 0-10 cm soil layer was highest (556.87 μg·kg-1·d-1) from June to July 2012 and lowest (-230.82 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011; for nitrification rate (Rnn) were 671.50 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -18.67 μg·kg-1·d-1 from February to April 2012;for mineralization rate (Rnm) were 1228.37 μg·kg-1·d-11 from June to July 2012 and -163.31 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 244.31 μg·kg-1·d-1from February to April 2012 and the lowest -467.57 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011; the highest Rnn was 201.13 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -8.30 μg·kg-1·d-1 from February to April 2012 ;the highe st Rnm was 392.73 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -438.28 from August to September 2011.
In the treatment of N addition, the Rna in 0-10 cm soil layer was highest (583.64 μg·kg-1·d-1) from June to July 2012 and lowest (-233.79 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011;for Rnn were 687.39 μg·kg-1·d-1from June to July 2012 ) and -343.87 μg·kg-1·d-1from October to December 2011;for Rnm were 1271.03 μg·kg-1·d-11 from June to July 2012 and -278.10 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 285.31 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -264.72 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnn was 177.65 μg·kg-1·d-1from June to July 2012 and the lowest -89.26 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011; the highest Rnm was 462.97 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -190.86 from October to December 2011.
In the treatment of N+P addition, the Rna in 0-10 cm soil layer was highest (379.83 μg·kg-1·d-1) from September to October 2011 and lowest (-404.18 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011;for Rnn were 676.65 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -64.36 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011;for Rnm were 877.39 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -407.86 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 162.31 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -417.96 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnn was 285.00 μg·kg-1·d-1 from September to October 2011 and the lowest -417.96 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnm was 351.21 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -425.14 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011.
The results show that the inorganic nitrogen concentrations in the surface soil layer one month after the treatments were higher than than for the control, with more sensitive to nutrient additions in 0-10 cm soil layer than in 10-20 cm soil layer.
This indicates that short-term (1-2 years) N addition can significantly affect soil N mineralization, particularly for the surface soil. The N and N+P additions made a significant increase in concentrations of NH4+-N and NO3--N in the two soil layers, while no significant difference occurred between the two treatments. The AP concentration is higher for the treatments than for the control. The differences became greater as fertilization continued. However, no significant difference occurred for AP between N addition and control.
The rates of ammonification, nitrification and mineralization in 0-10 cm and 10-20 cm soil layers showed a similar seasonal pattern despite the different treatments. The annual mean nitrogen transformation rate is highest in summer and lowest in winter. The preliminary results of this study showed that the annual average mineralization rate was dropped by nutrient additions. The N addition resulted in decline of nitrification rate and increase of ammonification rate. However, N+P addition caused to increase nitrification rate and to decrease ammonification rate. The effects of nutrient addition on N dynamics in forest ecosystem need long-term observation.
Keywords：forest soil, nitrogen dynamics, nitrogen transformation, nutrient addition, nutrient availability, subtropical forest
目录
摘要.............................................................................................................................. I Abstract ........................................................................................................................ I V 插图和附表清单........................................................................................................... X 1 文献综述.. (1)
1.1氮沉降的国内外研究动态 (1)
1.1.2 国内外氮沉降的现状 (1)
1.1.3 国内外对大气氮沉降的研究进展 (1)
1.2土壤氮素矿化的国内外研究动态 (4)
1.2.1土壤氮素矿化的研究方法 (4)
1.2.2 影响土壤氮素矿化的因素 (5)
1.2.3施肥对土壤氮素矿化的影响 (6)
1.3土壤氮磷化学计量研究进展 (7)
2研究目的与意义 (9)
3研究方法 (10)
3.1实验地概况及试验材料 (10)
3.1.1实验地概况 (10)
3.2技术路线 (11)
3.3研究方法 (12)
3.3.1样地设计和处理 (12)
3.3.2样品的采集与处理 (12)
3.3.3化学分析 (12)
3.3.4数据处理 (13)
3.3.5数据分析 (13)
4结果与分析 (14)
4.1安徽查湾亚热带常绿阔叶林环境因子 (14)
4.1.1气温和降雨量季节动态 (14)
4.1.2土壤含水量季节动态 (14)
4.2立地土壤化学特性 (15)
4.3养分添加对安徽查湾亚热带常绿阔叶林土壤有效氮的影响 (17)
4.3.1养分添加对土壤铵态氮的影响 (18)
4.3.2养分添加对土壤硝态氮的影响 (18)
4.3.3养分添加对土壤有效氮的影响 (19)
4.3.4土壤有效氮影响因子分析 (22)
4.4 养分添加对安徽查湾亚热带常绿阔叶林土壤有效氮氮素矿化的影响 (23)
4.4.1养分添加对土壤净铵化速率的影响 (23)
4.4.2养分添加对土壤净硝化速率的影响 (24)
4.4.3养分添加对土壤氮素净矿化的影响 (25)
4.4.4土壤氮素矿化速率影响因子分析 (26)
4.4.5养分添加对土壤氮素年平均转化速率的影响 (27)
4.5养分添加对土壤有效磷的影响 (28)
4.5.1土壤有效磷含量 (28)
4.5.2土壤有效磷和有效氮的相关性分析 (31)
4.5.3土壤有效氮和有效磷的比例关系 (31)
4.6养分添加对土壤可溶性有机碳的影响 (32)
4.6.1土壤可溶性有机碳含量 (32)
4.6.2土壤可溶性有机碳和有效氮的相关性分析 (32)
4.6.3土壤可溶性有机碳和有效氮的比例关系 (34)
5 结论与讨论 (36)
5.1养分添加对土壤养分的影响 (36)
5.1.1 土壤有效氮 (36)
5.1.2 土壤有效磷 (36)
5.1.3 土壤可溶性有机碳 (37)
5.2土壤氮素矿化特征 (38)
5.2.1土壤N/P比和净矿化速率的关系 (38)
5.2.2土壤DOC/AN比和净矿化速率的关系 (40)
5.3小结 (42)
参考文献 (43)
致谢 (53)
作者简介 (54)
在读期间发表的论文 (54)
插图和附表清单
表4-1 安徽查湾自然保护区常绿阔叶林土壤基本理化性质 (16)
Table 4-1 Soil physicochemical properties of subtropical evergreen broad-leaved forest in Chawan Natural Reserve, Anhui
表4-2 不同处理土壤的化学性状相关分析表 (17)
Table 4-2 Correlations of some physicochemical properties of surface soils under the different nutrient additions
表4-3 土壤有效氮影响因素方差分析 (23)
Table 4-3 Results of the ANOV A for soil available nitrgen
表4-4 土壤氮素矿化速率影响因素方差分析 (27)
Table 4-4 Results of the ANOV A for soil nitrgen transformation rate
表4-5 养分添加对土壤氮素年平均转化速率的影响 (28)
Table 4-5 Annual mean rates of soil nitrogen transformation under the different nutrient additions
表4-6 土壤有效磷和有效氮的方差分析 (30)
Table 4-6 Results of the ANOV A for soil available P and N
表4-7 土壤DOC和有效氮的方差分析 (33)
Table 4-7 Results of the ANOV A for soil DOC and available N
图3-1试验研究技术路线图 (11)
Fig.3-1 Technical route of this study
图4-1安徽查湾自然保护区试验地气温及年降雨量 (14)
Fig. 4-1 Air temperature and annual rainfall in the experimental forest in Chawan Natural Reserve, Anhui
图4-2土壤0-10 cm和10-20 cm土层含水量动态变化 (15)
Fig. 4-2 Monthly changes in soil moisture for two soil depths (0-10 cm and 10-
20 cm ) under the different nutrient additions
图4-3 土壤0-10 cm和10-20 cm土层铵态氮含量变化 (18)
Fig. 4-3 Monthly changes in extractable NH4+-N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under different nutrients additions
图4-4 土壤0-10 cm和10-20 cm土层硝态氮含量变化 (19)
Fig. 4-4 Monthly changes in extractable N03--N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-5 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效氮含量变化 (21)
Fig. 4-5 Monthly changes in available N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-6 土壤0-10 cm土层和10-20 cm土层铵态氮占总有效氮比例的变化.. 21 Fig. 4-6 Monthly changes in the percentage of NH4+-N to total available nitrogen for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-7 不同处理土壤净铵化速率 (24)
Fig. 4-7 Temporal patterns of net ammonification rate under the different nutrient additions
图4-8 不同处理土壤净硝化速率 (25)
Fig. 4-8 Temporal patterns of net nitrification rate under the different nutrient additions
图4-9 不同处理土壤净矿化化速率 (26)
Fig. 4-9 Temporal patterns of net mineralization rate under the different nutrient additions
图4-10 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效磷含量变化 (29)
Fig. 4-10 Monthly changes in available P for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-11 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效磷和有效氮的相关性 (30)
Fig. 4-11 Relationship between available P and N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-12 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效氮和有效磷比值变化 (31)
Fig. 4-12 Monthly changes in N/P ratios for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-13 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC含量变化 (32)
Fig. 4-13 Monthly changes of DOC for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-14 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC和有效氮的相关性 (34)
Fig. 4-14 Relationship between DOC and available N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-15 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC和有效氮比值变化 (35)
Fig. 4-15 Monthly changes in DOC/AN for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图5-1 土壤0-10 cm和10-20 cm土层N/P和净矿化速率的相关性 (39)
Fig. 5-1 Relationship between extractable N/P and Annual mean rates of soil nitrogen transformation for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图5-2 土壤0-10cm和10-20cm土层DOC/AN和净矿化速率的相关性 (41)
Fig. 5-2 Relationship between extractable DOC/AN and Annual mean rates of soil nitrogen transformation for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
主要符号表
C 碳L 升
N 氮m 米
P 磷cm 厘米
K 钾hm2公顷
Ca 钙pH 酸碱度
Mg 镁℃摄氏度
NH4+-N 铵态氮% 百分号
NO3- -N 硝态氮g·kg-1克每千克
N:P 氮磷比mg·kg-1毫克每千克
AP 有效磷g·cm-3克每立方厘米DOC 可溶性有机碳kg·hm-2·a-1千克每公顷每年
μg·kg-1·d-1微克每千克每天
1 文献综述
近年来，由于人类活动的强烈影响，氮循环正以前所未有的速度和规模发生着天翻地覆的变化，并且引起了一系列环境问题。如燃烧化石燃料、生产和使用氮肥等人类活动；大量的含氮化合物释放到大气中，导致大气氮沉降的增加[1]。大气中含氮物质浓度不断增加，其来源和分布迅速蔓延到全球范围[2]，大气氮沉降导致的土壤中氮素的增加将对全球陆地生态系统产生深远的影响[3]。
大气氮沉降主要包括干、湿沉降两种，干沉降的氮主要以气态形式存在，包括：NO、N2O、NH3、HNO3 、以及少量(NH4)2SO4 和NH4NO3 粒子，还有吸附在其他粒子上的氮；而湿沉降的氮主要是NH4+、NO3- 和溶解性的有机氮。沉降下来的氮主要有三种形式：铵态氮、硝态氮和有机氮；铵态氮主要来自含氮有机物的燃烧和土壤、肥料以及家畜粪便中铵态氮的挥发[4,5]，甚至还包括氮的自然氧化(如雷击)[6]。研究表明，有机氮的来源可能是植物花粉和溅起的海水水滴[7]。工业革命以来，强烈的人类活动，使得大气氮沉降对土壤的输入显著增加[8,9]，大气氮沉降量超过了陆地生态系统的阈值，影响着植物的生长和生态系统的功能及生物多样性；由于增加了NH4+ 的硝化和NO3- 的淋失，使土壤酸化加速，对生态系统具有显著的负效应[10]。
1.1氮沉降的国内外研究动态
1.1.1国内外氮沉降量的现状
国外氮沉降量的现状
世界各地大气氮沉降量与氮排放量呈线性的关系[11]。由于现代农业和工业的快速发展，在全球氮循环的贡献正不断增加，人类氮排放量在某些地区已占主导地位，远远超过自然排放量[12]。全球约有40%的氮肥用于热带和亚热带地区，预计到2020年在这些地区使用的氮肥将超过60%。化石燃料的使用量在未来几十年内也将成倍增加[13]。在北半球，由于人类活动的影响，大面积的陆地大气氮沉降日益增加。欧洲西部降水中的氮超过美国的5倍以上[14]。自19世纪中叶，欧洲西部和北美城市以外的地区降雨中NO3-的沉降量逐年增加，而NH4+的沉降水平则相对稳定[15]。20世纪50至80年代，欧洲西部和北部地区降雨中NO3-的平均浓度显著增加，而NH4+的平均浓度在大多数地区均呈上升趋势，只是在少数地区的变化趋势尚不明显[16]。从全球范围来看，氮沉降量已明显增加。
研究结果显示，欧洲大部分地区森林的大气氮沉降量超过10 kg·hm-2 ·a-1，而欧洲边远地区仅为1 kg·hm-2 ·a-1，欧洲中部却为25-60 kg·hm-2 ·a-1，远远超过了森林对氮的年需要量；在北美地区，森林的大气氮沉降量为2-40 kg·hm-2 ·a-1 [17,18]。
国内氮沉降量的现状
改革开放以来，随着经济建设的快速发展，在我国的部分森林，已监测出很高的氮沉降量。我国南方已成为仅次于欧美的世界第三大氮沉降区。
位于经济发达地区珠江三角洲北缘的鼎湖山自然保护区，1989-1990 年和1998-1999 年的大气氮沉降量分别为35.57 和38.4 kg·hm-2·a-1 [19,20]，这与欧洲最高的氮沉降量相比已经相差无几。其中，黑龙江帽儿山森林定位站大气氮沉降量为12.9 kg·hm-2·a-1[21]；江西省分宜县年珠林场的马尾松(Pinus massoniana)林和杉木(Cunninghania lanceolata)林中，大气氮沉降分别为57.0 kg·hm-2·a-1和60.6 kg·hm-2·a-1[22]。而在我国西南边陲世界第二大热带雨林的西双版纳大气氮沉降量却仅为8.89 kg·hm-2·a-1[23]。我国南方雨水中含氮量多在1-2 mg·L-1[20]，湿沉降氮量为9-35 kg·hm-2·a-1，而部分地区已高达75 kg·hm-2·a-1[24]，其中铵态氮占总量的三分之二。我国氮沉降量分别是美国的3倍和日本的1.8倍，其中我国降水所含NH4+浓度则分别是美国的4倍和日本的3.7倍；而NO3-浓度和沉降量却与美国、日本的相近[25]。
综上，我国氮沉降的特点是：大气氮沉降以铵态氮为主，主要是来自农田施肥；降水中的NH4+浓度比国外高3-10倍，NO3-浓度则略低于国外水平[26,27]。1.1.2国内外对大气氮沉降的研究进展
20世纪80年代初，科学家开始就氮沉降的增加对陆地生态系统的影响进行了研究，但是这些研究仅局限于欧洲和北美，而且研究点也相对分散。不过，随着监测技术的发展，到了20世纪90年代，监测网络逐步建立起来并发展为定位研究。
欧盟委员会于20世纪80年代末资助了两大研究项目：氮饱和试验(NTREX)和欧洲森林生态系统实验操作(EXMAN)。氮饱和试验的项目共有八个试验点，分布在七个国家，主要研究影响森林生态系统“氮饱和”的各种因素以及过程，特别是对针叶林生态系统的影响；而欧洲森林生态系统实验操作项目分布在四个国家，共有六个试验点，通过相关实验来改变周边大气沉降的化学组成或数量，从而研究其对森林生态系统的影响[28,29]。
在1988年，美国在马塞诸塞中部的哈佛大学实验中心开展了森林“氮长期改善试验”，至今已有近三十年的历史[30,31]。挪威自1991年开始启动了跨学科研究项目：“氮—从山地到峡湾”[32]。瑞典的“最适森林营养试验”(SFONE) 是同类研究中实验时间最长的，为氮沉降增加对森林生态系统的影响进行了长期监测并积累了丰富的数据[33]。
与国外相比，中国缺乏长期的氮沉降监测网的观测信息。1992年，国家创立酸沉降监测网，不过其工作主要集中在降水的pH值和EC的测定上，只有少数本底观测站对降水进行连续的化学监测[34]。2000年，东亚酸沉降监测网(EANET)在中国开始观测工作，共建立了九个观测点（重庆、西安、厦门、珠海等），对
湿沉降和污染物状况进行长期监测，但其观测指标也仅限于城市大气质量状况监控的NOx和NO2浓度等，缺乏NH3、HNO3和含氮气溶胶的浓度数据。2002年，在广东鼎湖山国家自然保护区内建立了首个南亚热带代表性森林(季风常绿阔叶林、混交林和马尾松林) 永久实验样地，这是我国首次通过模拟实验手段在林地内用人工施氮的方式来模拟大气氮沉降增加，就氮沉降对南亚热带森林生态系统结构和功能的影响及其机理进行系统性的研究，对认识我国氮循环和氮控制的状况具有深远的意义[19,20]。
1.1.3氮沉降对森林土壤的影响
氮沉降对土壤酸化的影响
研究表明，NH4+离子和NO3- 离子的沉降都能导致森林土壤酸化。大气氮沉降中的NH4+ 离子沉降比NO3-离子的沉降更能促进土壤酸化，因为在硝化过程中，1 mol NH4+离子被转化为NO3- 离子时可产生2 mol H+离子，NH4+ 离子的硝化和过剩的NO3-离子的淋失是土壤酸化的主要机制[35]。
相关实验结果表明，模拟氮沉降的过程中，土壤中NO3-离子的淋溶随着氮沉降的增加而增加；NO3-离子的淋溶，不论是由于NO3-离子的添加而引起的，还是由于NH4+离子硝化而引起的，都对土壤具有十分强烈的酸化作用。森林生态系统中，在氮饱和的基础上，如果适当增加氮沉降，会导致NO3-离子淋溶的增加以及土壤酸度的提高[36]。
土壤盐基饱和度会随着氮沉降增加而下降，这是由于酸化土壤中盐基离子长期淋溶，使土壤的pH下降，进而活化对植物有害的某些金属元素。相关研究证实，土壤中产生的NO3-离子过剩，导致Ca2+、Mg2+ 等盐基阳离子淋失的增加；矿质土壤中Ca2+离子的净损失对土壤有酸化作用。土壤酸度的增加会使土壤溶液中Al3+ 离子浓度的升高，使植物根系受损并导致植物枯萎死亡[37]。
Ulr的研究表明，Al3+离子的浓度与NO3-离子的浓度间相关性较之Al3+离子与SO42-离子浓度间的相关性要高，可见NO3-离子比SO42-离子在活化Al3+离子方面更为重要[38]。NO3-离子浓度的上升会十分土壤溶液的Al3+离子浓度的上升和酸度提高，并且使土壤的缓冲范围由盐基阳离子向Al3+ 离子转移，即土壤的缓冲性能向着pH较低的范围转移。Bowman通过研究证实，由于氮沉降的增加而引起的土壤酸化在酸性的阔叶林和针叶林中至关重要[39]。
氮沉降对森林土壤氮淋溶的影响
当大气氮沉降量超过森林生态系统的氮固持能力时，生态系统中过量的氮就会通过气体排放或溶液流失等方式损失掉。土壤氮输入与氮淋溶量之间有着密切的联系。当大气氮沉降量较低时，土壤中氮的淋溶损失会随着氮沉降的增加而缓慢增加；当大气氮沉降量较高时，土壤中氮的淋溶损失会随着氮沉降的增加而显
著增加[40]。
土壤氮淋溶还与土壤氮素的硝化速率有着密切的联系。相关研究表明，较高的土壤pH则有利于硝化作用，而较低的土壤pH则不利于硝化作用。不过在提高土壤有效氮含量并降低植物氮需求的情况下，酸性土壤中的硝化作用可能会被诱发，硝化率可能会有显著增长[41]。
1.2土壤氮素矿化的国内外研究动态
氮是植物生长发育所必需养分元素，也是最重要的限制因子[42]。土壤氮素矿化是目前国内外土壤生态学研究的主要热点，反映着土壤的供氮能力。氮素的矿化（铵化、硝化）、固定、吸收及植物体内物质转化是陆地生态系统中氮素循环的主要途径。
1.2.1土壤氮素矿化的研究方法
室内培养法
室内矿化培养法是研究土壤氮素矿化的常用方法。在实验室内，相对稳定的湿度内，称取定量的新鲜土壤，并在特定的温度下进行培养，然后测定一定时间段内土壤所释放出的矿质氮量。在20世纪50-60年代，土壤学界的科学家们对土壤矿化的培养法进行了大量研究，通过室内培养法与田间、盆栽作物生长量和吸氮量等标准方法进行比较，均肯定了室内培养法的可靠性。室内培养法的优点是培养的温度和水分是可控的，且能保持均衡一致，排除了野外土壤时空异质性的影响，为系统研究土壤氮素矿化规律创造了可能；其缺点是实验室内的培养条件与野外条件存在着相当大的差异，通过室内矿化培养法得到的土壤氮素矿化量在应用于野外自然条件前必须经过校正方可使用。
野外培养法
由于室内矿化培养法的培养条件与野外自然条件有相当大的差异，并不能准确的计算出土壤氮素的矿化量。为了研究野外自然条件下土壤氮素矿化过程，进行野外矿化试验是相当必要的。埋袋法是最初使用的野外矿化培养法，即取出原位土壤样品，一部分用于测定土壤中铵态氮和硝态氮的含量，另一部分土壤保持原状装入聚乙烯袋中密闭后埋入原处，并覆盖2 cm厚的表土和凋落物进行野外培养，经过一定时间后取出，用同样的方法测定其中矿化后的铵态氮和硝态氮含量，通过比较土样野外培养前后矿质氮的差异来计算土壤氮素矿化速率。在野外培养的时间内土壤温度会随着环境温度的变化而变化，土壤含水量与开始采集土样时的含水量基本保持一致，土壤中的氮素也不会被植物吸收。
埋袋法的优点是矿化出的有效氮不易挥发，硝态氮不会被雨水淋失，简单易行，耗资相对于室内培养法要小；缺点是用于埋袋的土壤样品中会不可避免地含有植物细根等物质，且埋袋中土壤的水分也不如自然状态下呈波动状态。为了降低土壤埋袋处理对土壤氮素矿化造成的影响，以后的野外矿化培养逐渐采用封顶
土壤养分分级
土壤养分分级 土壤养分的重要指标主要包括土壤有机质、全氮、有效磷和速效钾，其含量的状况是土壤肥力的重要方面。上世纪八十年代进行的第二次土壤普查，对北京市土壤进行了大规模的养分调查测定工作，获取了大量的农化分析结果，涉及的样品约有13000多个，对全市土壤养分有了一个全面的了解掌握。但由于土壤速效养分具有易变的特性，其中氮素养分变化相对磷钾的变化要更大些，土壤氮素需要适时监控，进行养分的及时调控，磷钾养分一般采用衡量监控，指导养分管理，一般3-5年进行一次即可，因此土壤养分氮素状况的调查可更密集一些，磷钾的相对少些。 有机质是土壤肥力的标志性物质，其含有丰富的植物所需要的养分，调节土壤的理化性状，是衡量土壤养分的重要指标。它主要来源于有机肥和植物的根、茎、枝、叶的腐化变质及各种微生物等，基本成分主要为纤维素、木质素、淀粉、糖类、油脂和蛋白质等，为植物提供丰富的C、H、O、S及微量元素，可以直接被植物所吸收利用。按全国第二次土壤普查的分级标准将土壤养分划分为六级： 表1 全国第二次土壤普查分级标准 一级二级三级四级五级六级 很高高中等低很低极低 >44-33-22-11-0.6<0.6 据全国第二次土壤普查及有关标准，将养分含量分为以下级别（见下表）。 表2 土壤养分分级标准 项目有机质 %全氮 % 速效氮 PPM 速效磷 PPM（P2O5） 速效钾 K2O 级别含量 1>4>0.2>150>40>200 23~40.15~0.2120~15020~40150~200 32~30.1~0.1590~12010~20100~150 41~20.07~0.160~905~1050~100 50.6~10.05~.07530~603~530~50
土壤养分供给及肥力水平研究
土壤养分供给及肥力水平研究 1 项目区土壤养分定位监测与动态分析 土壤养分动态演分析，从1998年至2003年，共在项目实施的八个市，选择40多个土壤养分定位监测点的数据，进行土壤养分动态分析。土壤养分动态监测数据分析的对比值，一般选择第二次土壤普查的化验数据（简称普查期，下同），代表1980至1985年期间各地土壤养分值。第二个比较时期，选在土壤养分动态监测点建立初期（1990至1995年，简称90年代初，下同）各地土壤养分定位监测值。 1.1 安庆区土壤养分定位监测与动态分析。选择望江、怀宁、潜山、太湖、宿松等县进行分析研究。 1.1.1 望江土壤养分定位监测点。 望江1号（A-99-11）概况：监测点设在望江县新桥乡团结村，代表类型为渗黄 水平，有机质24.9g/kg，全氮1.69g/kg，速效磷8.6mg/g，速效钾75mg/kg。80年代早稻产量能达到6000公斤/公顷，晚稻产量能有6750公斤/吨，油菜1050公斤/吨。 用1998至2000年定位监测数据作比较分析，其养分变化为有机质30.7g/kg，比普查期高23%；全氮1.60g/kg，与普查期相同；速效磷19.3mg/g，比普查期增加125%；速效钾50mg/kg，比普查期降低50%。目前肥力水平比普查期略有上升，水稻产量增至9750公斤/吨，突出表现在磷素和有机质增加，而钾素大幅度减少。普查期该土壤速效磷最大值也就13.8 mg/g，而现状平均值增加了一个等级；普查期该土壤速效钾最大值129 mg/g，平均有效钾在稍缺钾范畴，现状缺钾明显减产。 近5年养分动态变化，有机质减少，速效磷和钾明显增大，氮素呈升高趋势，水稻产量提高到10500公斤/吨水平。增加秸秆还田量，适量减少磷肥和高产需钾高投入是平衡施肥的要点。 望江2号点监测结果
全国土壤污染状况调查总体方案说明
一、项目的必要性与可行性 土壤是构成生态系统的基本要素之一，是国家最重要的自然资源之一，也是人类赖以生存的物质基础。土壤环境状况不仅直接影响到国民经济发展，而且直接关系到农产品安全和人体健康。 中央把防治土壤污染作为社会主义新农村建设的一项重要工作，作为新时期环境保护的一项重要任务。胡锦涛总书记强调，要让人民群众喝上干净的水，呼吸清洁的空气，吃上放心的食物，在良好的环境中生产生活，并明确要求“把防治土壤污染提上重要议程”。在第六次全国环保大会上，温家宝总理要求“积极开展土壤污染防治”。2003年12月3日，曾培炎副总理曾批示要求“环保总局会同国土资源部就我国部分地区土壤地球化学状况恶化，查清异常原因，并提出综合治理的意见”。《国民经济和社会发展第十一个五年计划纲要》明确提出，要“开展全国土壤污染现状调查，综合治理土壤污染”。《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》也明确提出，要“以防治土壤污染为重点，加强农村环境保护”，并要求“开展全国土壤污染状况调查和超标耕地综合治理……，抓紧拟订有关土壤污染方面的法律法规草案”。 近年来，环保、国土、农业等部门和有关科研单位在土壤污染防治方面做了一些积极的探索。但是，由于方方面面的原因，一些地区的土壤受到不同程度的污染，对生态环境、食品安全和农业可持续发展构成威胁，土壤污染的总体形势相当严峻。土壤污染问题已经成为影响群众身体健康、损害群众利益的重要因素。目前我国土壤污染状况不清、原因不明和环境监管体系不完善等问题十分突出。开展全国土壤污染状况调查，摸清全国土壤环境状况，掌握土壤污染情况，是制定土壤污染防治对策，做好土壤污染防治工作的基本前提，具有十分重要的现实意义。 本次全国土壤污染状况调查以环保系统监测、科研队伍为主体力量，同时联合中科院、高等院校和其他科研院所等土壤学界的技术力量和人力资源参与调查工作。环保总局先后组织开展了全国土壤环境背景值调查、全国生态现状调查、全国典型地区土壤环境质量探查、菜篮子种植基地、污灌区和有机食品基地环境质量监测调查等大型调查项目。2005年，环保总局在沈阳、南京、广州等三市组织进行了土壤污染状况调查试点工作，为开展全国土壤污染状况调查积累了丰富的经验。环保系统拥有覆盖全国的环境监测网络，目前全国共有2289个环境监测站、46984名环境监测技术人员，拥有相当数量的大型仪器设备，加上一大批科研院所和高校的研究力量，完全能够满足调查工作的实际需要。 二、项目总体目标
土壤养分空间分析及综合评价最新版(2)
各省市年平均降雨量空间统计分析 ----基于R语言 朱青国佳欣 摘要：基于赣州市赣县2015年274份耕地土壤的土壤样本数据：有机质、土壤pH、全氮、有效磷、速效钾、坡度、高程7个样本指标和县域尺度土壤养分的合理采样数。通过SPSS软件统计分析的方法，全氮、有机质两种养分呈现较强的空间相关性且为显著关系。有机质、土壤PH其贡献率分别为26.346%和20.458%，累积贡献率将近50%；当聚类距离扩大到25时，274个样点被聚一类；通过GS+，ArcGIS软件进行样点有机质数据地统计分析可得，高斯模型有机质样点的空间相关性很强烈，但变程不是很大;通过普通克里金插值算法表示样本有机质的空间分布特征。 关键词：赣州市赣县；土壤养分；统计分析；普通克里金； Abstract ：Based on 274 soil sampled data from Gan county of Ganzhou city in 2005.Including seven sample indexes:organic matter,PH of the soil, total nitrogen，available phosphorus，rapidly available potassium,slope and elevation.And reasonable samples with soil nutrient in the county range.By using statistic analysis method of the SPSS software,total nitrogen and organic matter present quite strong spatial correlation and obvious negative relationship.The contribution rate of organic matter and pH of the soil are 26.346% and 20.458%,the accumulative contribution rate is nearly 50%.When clustering distance extending to 25,274 samples are gathered to one form.By using GS+ and ArcGIS softwareconducting geostatistical analysis on the organic matter statistics,we can conclude:available phosphorus of Gaussian Model has strong spatial correlation,but the codomain is not large ; And the Ordinary Kriging interpolation algorithm can display the spatial distribution characteristics of the organic matter samples. Key words:Gan county of Ganzhou city; Soil nutrient; Statistical analysis; Ordinary Kriging; 前言 土壤养分是由土壤提供的植物生长所必须的营养元素，而土壤肥力则是土壤最重要的生态功能之一，实时掌握土壤养分的空间分布是管理好土壤养分和合理施肥的基础。对土壤养分进行空间分析，研究土壤养分的空间变异特征，对土壤进行综合评价。 近年来，国内外许多学者利用3S技术、地统计学和曲面建模(HASM)等方法围绕土壤变异已取得大量研究成果，对土壤pH值［1-2］、和土壤有机质、氮、磷、钾等养分［3-5］的空间变异特征做了较为深入的研究。但这些研究大都集中在田块尺度和特定区域。除此之外在县域尺度，苑小勇等［6］、王淑英等［7］分别对北京市平谷区的有机质和全氮、有效磷的空间变异特征进行了研究，杨奇勇等［3］对不同尺度上的有效磷和速效钾的空间变异进行了比较分析。综合国内外状况，针对县域土壤养分空间变异及采样数的统研究还相对缺乏。 本文基于赣州市赣县2015年274份耕地土壤的土壤养分数据（有机质、土壤pH、全氮、有效磷、速效钾、坡度、高程），县域行政区划数字地图，采用统计分析方法，从空间上综合评价研究县土壤养分分布特征及规律和相互关系，为赣州市赣县土壤管理、科学研究和施肥决策提供依据。 1 材料与方法
土壤养分测定方法
我国为与国际接轨，1996年国家将配方施肥改称为平衡配套施肥。平衡配套施肥是在施用农家肥、秸秆还田培肥地力的基础上，根据目标产量需肥量，土壤供肥能力，肥料效益，科学地搭配N,P,K肥及微肥，提出合理的施用时期，方法，达到高产，同时提高土壤肥力，是农业部“九五”期末“沃土工程”的重要内容之一。普及平衡施肥技术的关键是解决快速测定出不同土壤的有机质、速效磷、速效钾等养分数据，掌握土壤供肥能力，以作为确定水稻施用肥料的种类、数量、施肥方法的重要依据。采用目前国内的土壤常规分析法测定土壤养分，尽管分析结果的可靠性、准确性、再现性，精密度都好。但是，一是需要精密的仪器设备和大量的化学试剂，投资大；二是全过程分析的技术性强，须具有一定专业文化水平且经专门培训后，才能独立掌握；三是分析程序烦琐、费时，不能解决快速测定大批土样的问题。因此进行了土壤速测法的筛选与应用。 1 土壤有机质、速效钾、酸碱度速测方法的筛选 有机质、速效钾、酸碱度3个项目都有两种以上速测法，究竟哪一方法适宜？有机质有重铬酸钾氧化比色法和铬合碱溶比色法。速测法选用了重铬酸钾氧化比色法，因为它具有操作简便，色阶色调变化明显，易于分辨，制作的标准色阶适用于各种土类的优点，而铬合碱溶比色法用EDTA浸提剂浸提不同土类时，腐殖的浸出量并不一致，而且浸出液的色调也有差别，因此不能用统一的标准色阶来速测不同土类的有机质含量。遵义市有5个土类，贵州省有8个土类，按每个土类制作标准色阶很麻烦，再说贵州是山区，耕地土壤分散、零碎、土壤类型交错分布，速测土壤有机质之前须划分和判别出土壤类型，花工费时。 速效钾有四苯硼钠比浊法和亚硝酸钴比浊法两种，选用前者。因为，一是四苯硼钠与待测液中的钾离子在pH8的碱性介质中，形成溶解度极低（1.8×10-5mol/L）的四苯硼钾白色微细颗粒，溶解度极低。微细颗粒在液体中就获稳定，即浑浊度稳定，比浊测定结果就获稳定；二是四苯硼钾通常不受室温变化的影响，在不同季节的常温下均可进行测定。而亚硝酸钴钠法速测生成的亚硝酸钴钠钾溶解度大（2×10-3mol/L），是四苯硼钾溶解度的1 00倍多，其测定受室温变化的影响也大。 酸碱度混合指标剂比色法中有pH4~8,pH7~9,pH4~11等几种指示剂，据土壤酸碱度等级划分标准，pH<4.5为强酸性土壤，pH>8.5为强碱性土壤，因此选用了pH4.5~8. 5的混合指示剂，同时色阶、色调变化明显。 2 土壤速测比色卡制作 采用土壤养分速测比色法，制作成“土壤速测比色卡”，比色卡小册子中测定项目有含水量、酸碱度、有机质、铵态氮、硝态氮、速效磷、速效钾7个，将各项目的测定方法、操作步骤、结果计算、比色法测定项目的比色色阶、养分分级标准等内容编入比色卡小册子中，使用和携带都方便。 土壤含水量测定，采用酒精燃烧法。
安徽省亳州市耕地土壤养分状况调查
安徽省亳州市耕地土壤养分状况调查 叶志刚，葛建军，周俊 安徽农业大学资源与环境学院，安徽合肥（230036） E-mail：yzhgang@https://www.wendangku.net/doc/e712941409.html, 摘要：2006年对安徽省亳州市耕地土壤养分的调查表明，有机质含量较低，平均仅为16.01g/kg；全氮含量平均为1.13g/kg；有效磷含量为13.41mg/kg；速效钾含量为200mg/kg；土壤中有效磷与速效钾变异较大，而有机质与全氮变异较小。土壤的养分不平衡明显，需农田测土配方施肥的指导。 关键词：亳州；耕地土壤；全氮；有机质；有效磷；速效钾 中图分类号：S153.6 文献标识码：A 亳州市位于安徽省西北部，属淮北平原，土壤类型主要以砂姜黑土（占33.64%）和黄潮土（占57.86%）为主，土壤呈碱性，PH值在7.5与8.3之间，一般在7.8左右。自上个世纪中期，我国化肥对耕地的投入呈逐年增加的趋势(中国统计年鉴2001)，到2003年，全国化肥消费量为4411.8×104t[1]，预计到2010年我国化肥年施用量将达5000万t[2]。由于化肥施用量增加过快，相应的平衡施肥方法滞后，给我国的农业生产带来一系列的问题[3]。土壤中的养分，特别是大量元素有的已呈饱和，甚至出现过量，加重了水体的富营养化[4，5]，造成地下水污染，而危及人类健康[6，7]，为此，笔者在安徽省亳州市谯城区土肥站的帮助下，于2006年对谯城区中的7个乡镇进行了比较全面的调查，并进行了土壤样品的采集与测定分析。 1. 材料与方法 取样方式：在亳州市七个行政村按照各个农户地块设一个取样点，共获取土样2521个，取样深度为0~20cm[8]。土样在室内风干，去除杂质，磨碎过筛后供测定。 土壤养分主要测定土壤中有机质、全氮、有效磷、速效钾含量。测定有机质用重铬酸钾法测定，测定值小于10g/kg为极低水平，10~20g/kg为低水平，20~30g/kg 为中等水平，30~40g/kg为高水平，大于40g/kg为极高水平[9]；全氮用半微量开氏法测定，小于0.8g/kg为低水平，0.8~1.2g/kg为中等水平，1.2~1.6g/kg为高水平，大于1.6g/kg为极高水平；有效磷含量用钼锑抗比色法测定，测定值小于5mg/kg为极低水平，5~10mg/kg为低水平，10~15mg/kg为中等水平，15~20mg/kg为高水平，大于20mg/kg为极高水平[9]；速效钾含量用火焰光度计法测定，测定值小于100mg/kg为低水平，100~150mg/kg为中等水平，200~250mg/kg为高水平，大于250mg/kg为极高水平。 表1 亳州市耕地土壤养分状况调查 区(县) 土样数有机质全氮有效磷速效钾十河322 17.29 1.16 14.26 183 大杨399 15.15 1.23 14.46 214 立德285 15.42 1.01 12.75 172 古城385 15.37 1.01 11.66 174 城父338 20.57 1.36 15.95 270 双沟390 15.69 1.10 - 184 赵桥402 14.80 1.05 12.21 204 注：十河与城父的有机质没有全部测定，测定数分别为177个与252个。
土壤养分循环
第十章土壤养分循环 土壤养分循环：是指在生物参与下，营养元素从土壤到生物，再从生物回到土壤的循环过程，是一个复杂的生物地球化学过程。土壤元素通常可以反复的再循环和利用,典型的再循环过程包括： （1）生物从土壤中吸收养分 （2）生物的残体归还土壤 （3）在土壤微生物的作用下，分解生物残体，释放养分 （4）养分再次被生物吸收 一、土壤氮素循环 （一）氮素循环由两个重叠循环构成，一是大气层的气态氮循环，几乎所有的气态氮对大多数植物无效，只有若干种微生物或少数与微生物共生的植物可以固定大气中的有效氮。另一个是土壤氮的循环，即在土壤植物系统中，氮在动植物体、微生物体、土壤有机质、土壤矿物质各分室中的转化和迁移，包括有机氮的矿化和无机氮的生物固持作用、粘土对氨的固定和释放作用、硝化和反硝化作用、腐殖质形成和腐殖质稳定化作用。 （二）土壤的氮的获得（来源） 1土壤氮的获得（来源） （1）土壤母质中的矿质元素 （2）大气中分子氮的生物固定 大气和土壤空气中的分子态氮不能被植物直接吸收、同化，必须经生物固定为 有机氮化合物，直接或间接地进入土壤。 （3）雨水和灌溉水带入的氮 灌溉水带入土壤的氮主要是硝态氮形态，其数量因地区、季节和降雨量而异。 大气层发生自然雷电现象，可使氮氧化成NO2及NO等氮氧化物。 （4）施用有机肥和化学肥料 2土壤N存在形态 土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮，是植物能直接吸收利用的有效态氮。有机态氮是土壤氮的主要存在形态，一般占土壤全量氮的95%以上，按其溶解度的大小及水解的难易分为水溶性有机氮、水解性有机氮和非水解性有机氮三类。 土壤溶液中的铵、交换性铵和硝态氮因能直接被植物根系所吸收，常总被称为速效态氮。 3土壤中氮的转化 （1）有机态氮的矿化过程 含氮的有机化合物，在多种微生物的作用下降解为简单的铵态氮的过程 矿化过程： 第一阶段：把复杂的含氮化合物的含氮化合物，如蛋白质、核酸、氨基糖及其多聚体等，经过微生物酶的系列作用下，逐级分解而形成简单的氨基化合物，称之为氨基化阶段。 然后在微生物作用下，各种简单的氨化物分解成氨，称为氨化作用，氨化作用可在不同条件下进行。 （2）硝化过程 有机氮矿化释放氨（氨、胺、酰胺）在土壤中转化为铵离子，铵离子通过微生物作
土壤养分测试
1—2 土壤水分的测定(吸湿水和田间持水量) 田间持水量是土壤排除重力水后，本身所保持的毛管悬着水的最大数量。它是研究土、水、植物的关系，研究土壤水分状况，土壤改良、合理灌溉不可缺少的水分常数。吸湿水是风干土样水分的含量，是各项分析结果计算的基础。 1—2.1 土壤吸湿水的测定 测定原理 风干土壤样品中的吸湿水在105±2℃的烘箱中可被烘干，从而可求出土壤失水重量占烘干后土重的百分数。在此温度下，自由水和吸湿水都被烘干，然而土壤有机质不能被分解。 测定步骤 1.取一干净又经烘干的有标号的铝盒(或称量瓶)在分析天平上称重为A。 2.然后加入风干土样5—10g(精确到0.0001g)，并精确称出铝盒与土样的总重量B。 3.将铝盒盖斜盖在铝盒上面呈半开启状态，放入烘箱中，保持烘箱内温度105±2℃，烘6小时。 4.待烘箱内温度冷却到50℃时，将铝盒从烘箱中取出，并放入干燥器内冷却至室温称重，然后再启开铝盒盖烘2小时，冷却后称其恒重为C。前后两次称重之差不大于3mg。 结果计算 该土样吸湿水的含量(%) =[ (B-A)-(C-A)／(C-A)3100% =[ (湿土重-烘干土重)／烘干土重3100% 注意事项 (1)要控制好烘箱内的温度，使其保持在105±2℃，过高过低都将影响测定结果的准确性。 (2)干燥器内所放的干燥剂要在充分干燥的情况下方可放入烘干土样。否则干燥剂要重新烘干或更换后方可放入干燥器中。 主要仪器 铝盒、分析天平(0.0001g)、角匙、烘箱、坩埚钳、干燥器、瓷盘。 1—2.2 田间持水量的测定 测定方法(铁框法) 1.在田间选择具有代表性的地块，面积不少于0.5m2，仔细平整地面。 2.将铁框击入平整好的地块约6—7cm深，其中大框(50350cm2)在外，小框(25325cm2)在内，大小框之间为保护区，其之间距离要均匀一致。小框内为测定区。 3.在上述地块旁挖一剖面，测定各层容重及其自然含水量。从而计算出总孔隙度及自然含水量所占容积%，然后根据总孔隙度与现有自然含水量所占容积%之差，求出实验土层(一般为1m左右)全部孔隙都充满水时应灌水的数量，为保证土壤充分渗透，实际灌水量将为计算需水量的1.5倍。按下式计算测试区和保护区的灌水量： 灌水量(m3)=H(a-w)3d3s3h 式中：a—土壤饱和含水量(%)； w—土壤自然含水量(%)； d—土壤容重(g/cm3)； s—测试区面积(m2)； h—土层需灌水深度(m)； H—使土壤达饱和含水量的保证系数。 H值大小与土壤质地、地下水位深度有关，通常为1.5—3，一般粘性土或地下水位浅的土壤选用1.5，反之，选用2或3。 4.灌水前在测试区和保护区各插厘米尺一根，灌水时，为防止土壤冲刷，应在灌水处铺上草或席子。 5.灌水时先往保护区灌水，灌到一定程度后，立即向测定区灌水，使内外均保持5cm厚的水层，一直到灌完为止。 6.灌水完毕，土表要用草或席子以及塑料布盖严，以防蒸发和雨淋。 7.取样时间，一般为砂土类、壤土类在灌水后24小时取样，粘土类必须在48小时或更长时间以后方可采样测定。
全国土壤污染状况调查公报
1 国污状况调查全土壤染公报 （2014年4月17日） 环境保护部 国土资源部 根据国务院决定，2005年4月至2013年12月，我国开展了首次全国土壤污染状况调查。调查范围为中华人民共和国境内（未含香港特别行政区、澳门特别行政区和台湾地区）的陆地国土，调查点位覆盖全部耕地，部分林地、草地、未利用地和建设用地，实际调查面积约630万平方公里。调查采用统一的方法、标准，基本掌握了全国土壤环境质量的总体状况。 现将主要数据成果公布如下： 一、总体情况 全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，耕地土壤环境质量堪忧，工矿业废弃地土壤环境问题突出。工矿业、农业等人为活动以及土壤环境背景值高是造成土壤污染或超标的主要原因。 全国土壤总的超标率为16.1%，其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。污染类型以无机型为主，有机型次之，复合型污染比重较小，无机污染物
2 超标点位数占全部超标点位的82.8%。 从污染分布情况看，南方土壤污染重于北方；长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为突出，西南、中南地区土壤重金属超标范围较大；镉、汞、砷、铅4种无机污染物含量分布呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势。 二、污染物超标情况 （一）无机污染物 镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标 率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%。 表1 无机污染物超标情况 不同程度污染点位比例（%） 污染物类型 点位超标率（%） 轻微 轻度 中度 重度 镉 7.0 5.2 0.8 0.5 0.5 汞 1.6 1.2 0.2 0.1 0.1 砷 2.7 2.0 0.4 0.2 0.1 铜 2.1 1.6 0.3 0.15 0.05 铅 1.5 1.1 0.2 0.1 0.1 铬 1.1 0.9 0.15 0.04 0.01 锌 0.9 0.75 0.08 0.05 0.02 镍 4.8 3.9 0.5 0.3 0.1 （二）有机污染物 六六六、滴滴涕、多环芳烃3类有机污染物点位超标率分别为0.5%、1.9%、1.4%。
土壤养分
西南林业大学 本科毕业（设计）论文 （2010届） 题目：澜沧江中游典型植被土壤养分特征研究教学院系环境科学与工程系 专业农业资源与环境2006级 学生姓名 指导教师（副教授） 评阅人
澜沧江中游典型植被土壤养分特征研究 （西南林业大学，昆明，650224) 摘要：土壤养分的分布特征，对于了解森林生态系统的土壤肥力和营养元素循环有重要意义。本文以澜沧江中游典型植被下的土壤为研究对象，通过采样、分析，对该区域4种不同森林类型(针叶林、针阔混交林、落叶阔叶林、常绿阔叶林)土壤养分状况进行了分析测定，研究4种典型的植被群落土壤养分含量的变化特征，采用因子分析方法对各林型土壤养分状况进行了比较。并对不同森林类型植被下土壤养分状况进行测定与分析，在获取大量土壤养分数据的基础上，系统地分析不同典型植被对土壤养分状况的影响。结果表明：四种不同植被类型下的土壤养分存在一定的差异，各种养分的变化规律也不一致；不同海拔同一种森林类型下的土壤养分也存在一定差异；同一海拔不同植被类型土壤差异明显；枯落物对土壤养分有一定的影响等。通过探讨植被类型、海拔、土壤类型等对土壤养分的影响，通过了解不同植被类型土壤养分的变化规律，为进一步改进不同植被类型的相应经营技术，提高林分的生产力提供依据，更为该地区森林资源的科学管理、土地资源的保护和持续利用及其森林生态系统的更新、恢复提供依据。关键词：植被；土壤养分；澜沧江 英文摘要
目录（目录字体太小） 目录 (3) １前言 (4) 1.1 本研究的目的意义 (4) 1.2国内外研究现状及发展趋势 (4) 2 研究区概况与方法 (7) 2.1研究区概况 (7) 2.2 研究方法 (8) 2.2.1样品的采集 (8) 2.2.1测定项目和方法 (10) 3 结果分析 (12) 3.1不同植被类型土壤养分含量 (12) 3.2不同海拔常绿阔叶林的养分状况 (14) 3.3同一海拔不同植被类型的养分状况差异 (15) 3.4 不同植被类型枯落物与土壤养分的关系 (16) 4 结论 (18) 参考文献 (19) 致谢 (21) 指导教师简介................................................................................................. 错误！未定义书签。
山东省耕地土壤养分及酸碱状况调查分析
龙源期刊网 https://www.wendangku.net/doc/e712941409.html, 山东省耕地土壤养分及酸碱状况调查分析 作者：王立华孙磊苏群张彦刘勇孙茂旭 来源：《现代农业科技》2016年第01期 摘要通过对山东省主要耕地1 143个土壤样品测定，调查分析不同农作物种植耕地土壤养分及酸碱状况。结果表明：山东省耕地土壤酸碱分布规律为东部酸、西部碱、中部酸碱相间，部分地区土壤酸化现象不容忽视；土壤有机质、碱解氮、有效磷、速效钾平均含量分别为 1.17%、104.60 mg/kg、84.98 mg/kg、113.18 mg/kg；根据山东省主要农作物种植耕地生产实际发现，粮食作物、经济作物、蔬菜作物种植耕地中土壤有机质含量普遍处于低水平，耕地土壤中可被农作物直接吸收利用的速效养分中碱解氮、速效钾含量处于中等水平，有效磷含量处于高水平。 关键词农作物；耕地土壤；养分；酸碱度；山东省 中图分类号 S153.6 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2016）01-0244-02 Investigation and Analysis on Soil Nutrient and Acid Base Status of Cultivated Land in Shandong Province WANG Li-hua SUN Lei SU Qun ZHANG Yan LIU Yong SUN Mao-xu （Shandong Baoyuan Bio-Agri Technology Co.，Ltd.，Yantai Shandong 264006） Abstract The soil nutrient and acid base status of different crops were analyzed based on the determination of 1 143 soil samples of main cultivated land in Shandong Province.The results showed the soil pH value distribution rule of Shandong Province was acid in eastern part，alkali in western part，and chequered with acid and alkaline in central part.The soil acidification in some areas should not be ignored.The average content of soil organic matter，alkali-hydrolyzable nitrogen，available phosphorus and available potassium were 1.17%，104.60 mg/kg，84.98 mg/kg and 113.18 mg/kg respectively.In cultivated land of food crops，economic crops and vegetable crops，the content of soil organic matter was low generally，and the content of alkali-hydrolysable nitrogen and available potassium in soil were medium level，the content of available phosphorus in soil was high as a whole in the process of production. Key words crops；cultivated land soil；nutrients；acids and alkalis；Shandong Province 山东省农业历史悠久，属全国耕地率最高省份，是中国的农业大省，农业增加值长期稳居中国各省第一位。农业是国民经济的基础，耕地是农业生产的基础。山东省的粮食产量较高，同时山东地区耕地质量逐年下降的问题日渐凸显。1979—1985年开展的第二次全国土壤普查 工作结束距今已有30年，在这期间，土壤养分含量变化较大，已有的土壤调查数据不足以反
省级土壤污染状况详查实施方案编制指南
省级土壤污染状况详查实施方案编制指 南 附件
省级土壤污染状况详查实施方案编制指南 1 适用范围 本指南适用于指导各省（区、市）土壤污染状况详查实施方案（以下简称《实施方案》）的编制工作。 2 编制原则 2.1 落实责任 各省（区、市）人民政府是组织实施土壤污染状况详查的责任主体，对本行政区域详查结果的真实性、准确性和完整性负责，要统筹各方力量、科学安排详查工作，确保按期保质完成任务；要建立工作机制，将详查相关工作的责任分解落实到市级和县级人民政府，确保为详查工作提供必要的、准确的、可靠的基础支撑。 2.2 规范统一 各省（区、市）应依据《全国土壤污染状况详查总体方案》（以下简称《总体方案》）及相关技术文件，编制本行政区域《实施方案》，确保按照国家统一部署和规范要求开展本行政区域详查工作。 2.3 上下结合 国家和地方上下结合，共同确定本省（区、市）实施方案具体目标和工作任务。在确保完成国家规定详查任务的基础上，各省（区、市）可以根据本行政区域的实际情况和工作需求，适当增加调查内容。 2.4 部门协作
各省（区、市）环境保护部门牵头，会同财政、国土资源、农业、卫生计生等部门，充分利用各部门已有调查成果，发挥各部门的专业优势，强化部门间协作配合，确保统一有序推进详查工作。 3 编制依据 （1）国务院关于印发土壤污染防治行动计划的通知（国发〔2016〕31号）； （2）关于印发《全国土壤污染状况详查总体方案》的通知（环土壤〔2016〕188号）； （3）省级土壤污染防治工作方案； （4）土壤污染状况详查系列技术文件。 4 工作准备 4.1 人员准备 各省（区、市）环境保护部门会同国土资源、农业等部门组织专业人员成立《实施方案》编写组，参与编写的人员应熟悉本行政区域内土壤环境特点和土地利用现状，掌握土壤污染基本状况，了解土壤污染防治工作情况。 4.2 资料准备 各省（区、市）应收集《实施方案》编制所需要的必需资料和辅助资料。 必需资料包括：各省（区、市）相关部门已经开展的土壤污染状况调查、农产品产地土壤重金属污染调查、多目标区域地球化学调查、第二次全国土地调查更新数据等相关成果及资料；土壤污染重点行业企业空间位置遥感核实结果；省、市、县三级环境保护重
第八章 土壤养分的生物有效性
第八章土壤养分的生物有效性“土壤有效养分”(soil available nutrient)，原初的定义是指土壤中能为当季作物吸收利用的那一部分养分。定量化地研究土壤的有效养分及其影响因素，对于发展合理施肥与推荐施肥的技术，进而推动农业增产有着重要意义。 生物有效养分(bioavailable nutrient)，系指存在于土壤的离子库中，在作物生长期内能够移动到位置紧挨植物根的一些矿质养分。”也可以说，土壤的生物有效养分具有两个基本要素：(1) 在养分形态上，是以离子态为主的矿质养分。 (2) 在养分的空间位置上，是处于植物根际或生长期内能迁移到根际的养分。 第一节土壤养分的化学有效性化学有效养分是指土壤中存在的矿质态养分。可以采用不同的化学方法从土壤样品中提取出来。化学有效养分主要包括可溶性的离子态与简单分子态养分；易分解态和交换吸附态养分以及某些气态养分。 一、化学浸提有效养分的方法及评价 1. 化学有效养分的提取 提取土壤有效养分的化学浸提剂种类很多，常因营养元素和土壤类型的不同而异。在提取原理上除纯化学法外，还有物理化学方法等。 由于阳离子形态的养分，主要存在于土壤溶液中或被吸附于土壤有机一无机复合体上，因此，用过量的阳离子浸提剂可将土壤样品中各种交换态和几乎全部的可溶态阳离子提取出来，然后，对提取液定量测定，将所得数值作为土壤有效养分的含量。 土壤中有效态阴离子的提取，以土壤有效磷为例，所选择的浸提剂要求其提取土壤中易分解的有机态磷，易溶解的无机态磷和部分的胶体吸附态磷。针对不同土壤上各种形态磷的组分与比例不同，以及磷酸盐的类型不同，可以有多种有效磷的浸提剂。石灰性土壤上常采用奥尔逊(Olsen)法，该法的提取剂是0. 5 mol NaHC03(pH8.5)。 近来，也有用电超滤法提取土壤有效养分的。此法是将土壤悬浊液置于电场下，通过改变电压和温度，分别提取出不同吸附态的养分。在低电压条件下，分离出的养分量少，其结果与土壤溶液中的养分浓度相关性较高；而在高电压时，提取出的养分量多，其结果就与土壤中吸附态养分相关性高。通过大量生物试验表明，用电超滤法提取的土壤有效钾比化学方法测定的交换钾能更好地反映出土壤有效钾的含量水平。 2 化学有效养分测定值的相对性 不同化学浸提方法所测出的“有效养分”数值是不相同的，在很大程度上取决于浸提剂的类型。对于同一种土壤采用不同的浸提剂所测出的“有效磷”的数值相差很大，最大的可相差
景县土壤养分状况分析报告
景县土壤养分状况分析 景县耕地土壤绝大部分为中壤质或轻壤质冲积潮土，成土母质为河流冲积物，土层深厚， 土壤肥力水平较好。 按全国第二次土壤普查分类系统，景县土壤包括两个土类、四个亚类、十二个土属、四 十八个土种。两个土类即潮土和褐土，四个亚类即潮土、褐土性土、褐土化潮土和盐化潮土。 按照土壤质地的划分，我县主要分为砂壤、轻壤、中壤三种类型： 砂壤主要分布在王同、连镇、梁集、杜桥、龙华、景州六个乡镇，占我县总耕地面积的 30%。 轻壤土在我县各个乡镇均有分布，主要分布在我县的后留名府、青兰、广川、留智庙、 北留智、安陵，刘集。占我县总耕地面积的63%。 中壤主要分布在我县的降河流、温城、王谦寺三个乡镇，占我县总耕地面积的7%。 一、土壤有机质 土壤有机质是衡量土壤肥力的重要指标之一，它是土壤的重要组成部分，它不仅是植物 营养的重要来源,也是微生物生活和活动的能源。有机质中含有作物生长所需的各种养分， 可以直接或简接地为作物生长提供氮、磷、钾、钙、镁、硫和各种微量元素；影响和制约土 壤结构形成及通气性、渗透性、缓冲性、交换性能和保水保肥性能，是评价耕地地力的重要 指标；对耕作土壤来说，培肥的中心环节就是增施各种有机肥，实行秸秆还田，保持和提高 土壤有机质含量。 （一）耕层土壤有机质的含量 全县耕层土壤有机质平均含量为1.45%，变化范围0.53-2.52%，其中93.18%的面积耕 层有机质含量超过 1.0%，与第二次普查时土壤有机质含量增长幅度较大。有机质含量较高 的有龙华和留府乡，平均含量为1.58%；含量较低的是连镇和降河流乡，有机质平均含量分 别为1.31%，1.34%。 （三）增加土壤有机质含量的途径 土壤有机质的含量取决其年生成量和年矿化量的相对大小，当生成量大于矿化量时，有 机质含量会逐步增加，反之，将会逐步降低。土壤有机质的矿化量主要受土壤温度、湿度、 通气状况、有机质含量等因素影响。一般说来，土壤温度低、通气性差、湿度大时，土壤有 机质矿化量较低；相反，土壤温度高、通气性好、湿度适中时则有利于土壤有机质的矿化。 农业生产中应注意创造条件，减少土壤有机质矿化量。增加有机物质施入量是人为增加土壤 有机质含量的主要途径。其方法主要有秸秆还田、增施有机肥、施用有机无机复混肥三个方 面。0 二、土壤氮素 （一）耕层土壤碱解氮含量 土壤中的氮素主要以有机态存在，约占土壤全氮量的90%，而这些含量的土壤氮素主要 以大分子化合物的形式存在于土壤有机质中，作物很难吸收利用，属迟效性氮肥。碱解氮含 量与有机质一样是土壤肥力的重要指标之一。本项目共化验分析耕层土壤样本1600个，碱 解氮含量平均为91ppm，范围在36-173ppm之间2。 （二）耕层土壤碱解氮含量的变化 景县土壤碱解氮含量自1982年以来发生了很大的变化，1982年耕层碱解氮平均含量为 37.367ppm， 77.33%的耕地是5级，2010年耕地地力调查结果表明，耕层土壤碱解氮含量 较1982年提高了一个级别，由以5级地为主上升到以4级地为主，5级地面积明显减少。
土壤养分速测仪的使用方法
土壤养分速测仪的使用方法 一、土壤养分速测仪的简介概述： 土壤养分速测仪又称土壤养分分析仪，土壤养分化验仪，土壤养分快速测试仪。土壤养分速测仪主要用于检测土壤中水分、盐分、ph值、全氮、铵态氮、碱解氮、有效磷、有效钾、钙镁、硼等及肥料中氮、磷、钾含量测试。极大缓解了全国各地农民朋友测土配方施肥的需求，同时也为肥料生产企业实现专业化、系统化、信息化、数据化提供了可靠的依据，是农业部门测土配方施肥的首选仪器。土壤养分速测仪广泛应用于各级农业检测中心、农业科研院校、肥料生产、农资经营、农技服务、种植基地等领域。 二、土壤养分速测仪的使用方法： 我们平常所说的土壤养分测定值均是指常规方法的测试值。该方法是经过几十年乃至上百年的实验和实践，具有普遍的实用性、可靠性、可比性和可重复性，是土壤肥料和植物营养界的经典方法。但是常规方法需要一定的资金投入，即使不算上房屋的投入，试剂、玻璃仪器和分析仪器的投入也至少应在3万元以上。这个条件对乡镇一级的农业技术推广部门和个体种植业主就较为困难。速测方法因此应运而生。 速测方法是指利用一些简单的方法，包括简单的样品处理、简单的样品浸提、简单的仪器等等而进行的操作。优点是投资小，操作简单，不需要太高的技术支持。 (1)利用速测仪和所提供的分析方法进行操作; (2)利用常规分析方法进行操作。
通过试验对比发现：两种分析方法所得结果中：土壤有效磷具有一定的相关关系，有效钾没有相关关系，铵态氮有时没有相关性，速测仪器基本上不介绍硝态氮的测定方法。因此按照速测仪所介绍的方法只有土壤有效磷的数据能够与常规测试的值联系起来，而与施肥密切相关的氮和钾只能根据仪器说明书介绍的量进行施肥，无法与常规测试值相联系，因此其科学性和准确性值得怀疑。 另外，速测仪没有测定硝态氮也是指导施肥的一大缺陷(因为硝态氮的常规测试过程很麻烦，操作复杂，容易产生误差，所以该方法不容易速测化)。众所周知，铵态氮、硝态氮和亚硝态氮均是农作物容易吸收的三种状态。肥料施入土壤以后，铵态氮在土壤中不稳定，在硝化细菌的作用下，能很快地转化成硝态氮，亚硝态氮在土壤中含量虽很低，但不稳定，也能很快地转化为硝态氮，因此一般情况下土壤中的硝态氮含量高于铵态氮，亚硝态氮含量最低。 所以用于指导施肥的最佳指标是无机氮，其次为硝态氮，最差的指标是铵态氮。速测仪测定有效钾所使用的浸提剂不外乎硫酸钠、硝酸钠、氯化钙等，均没有采用常规分析中所推荐的醋酸铵(因为醋酸铵中的铵离子干扰四苯硼钠比浊法的测定)，因此两者测定的数据没有任何相关关系就可以理解了。 如果按照速测仪说明书中所介绍的方法进行施肥，由于(1)没有进行大量的科学试验论证;(2)所推荐的方法本身就存在问题。所以说目前的速测技术是不准确的，甚至说存在宣传误导的嫌疑。如何将常规分析方法简单化，研究出一种测试方法，利用简单仪器就能测定土壤无机氮、有效磷和有效钾的含量，且所得数据与常规分析方法测定的数据具有相关性，从而指导施肥，这是土壤肥料工作者工作的主要内容之一。
我国土壤污染现状与防控策略
我国土壤污染现状与防控策略 土壤污染问题是亟需解决的重大环境问题。我国土壤环境状况总体不容乐观,部分地区土壤污染较重,耕地土壤环境质量堪忧,工矿业废弃地土壤环境问题突出。土壤污染成因复杂,危害严重,同时土壤环境监督管理体系不健全,土壤环境保护面临诸多挑战。下一步,应从完善土壤污染防治政策法规标准、切实加强土壤污染物来源控制、严格管控受污染土壤的环境风险、开展土壤污染治理与修复试点示范、强化土壤污染防治科技支撑能力建设、建立土壤污染防治投入机制6个方面进一步加强土壤污染防治工作。 我国土壤环境状况总体不容乐观 土壤污染现状
根据国务院决定,2005年4月至2013年12月,环境保护部会同国土资源部开展了首次全国土壤污染状况调查。调查范围为中华人民共和国境内(未含香港特别行政区、澳门特别行政区和台湾地区)的陆地国土,调查点位覆盖全部耕地,部分林地、草地、未利用地和建设用地,实际调查面积约630万平方公里。调查采用统一的方法、标准,基本掌握了全国土壤环境质量的总体状况。 (1)全国土壤环境状况总体不容乐观。 全国土壤总的点位超标率为16.1%,其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为11.2%、2.3%、1.5%和1.1%。污染类型以无机型为主,有机型次之,复合型污染比重较小,无机污染物超标点位数占全部超标点位的82.8%。从污染分布情况看,南方土壤污染重于北方;长江三角洲、珠江三角洲、东北老工业基地等部分区域土壤污染问题较为突出,西南、中南地区土壤重金属超标范围较大;镉、汞、砷、铅4种无机污染物含量分布呈现从西北到东南、从东北到西南方向逐渐升高的态势。镉、汞、砷、铜、铅、铬、锌、镍8种无机污染物点位超标率分别为7.0%、1.6%、2.7%、2.1%、1.5%、1.1%、0.9%、4.8%。六六六、滴滴涕、多环芳烃3类有机污染物点位超标率分别为0.5%、1.9%、1.4%。 (2)耕地土壤环境质量堪忧。 耕地土壤点位超标率为19.4%,其中轻微、轻度、中度和重度污染点位比例分别为13.7%、2.8%、1.8%和1.1%,主要污染物为镉、镍、铜、