水稻土和旱地土壤鎘化學行為存在哪些異同點

❶ 重金屬在土壤中的存在形式

重金屬進入土壤中會發生遷移轉化 存在形式變化多樣
以下為主要重金屬在土壤中的遷移轉化：
1）鎘的遷移轉化：重金屬元素鎘一旦進入土壤便會長時間滯留在耕作層中。由於它移動緩慢，故一般不會對地下水產生污染。
土壤中鎘的存在形態分為水溶性和非水溶性鎘。離子態cdcl2、cd(no3)2、cdco3和絡合態的如cd(oh)2呈水溶性的，易遷移，可別植物吸收，而難溶性鎘的化合物如鎘沉澱物、膠體吸附態鎘等，不易遷移和為植物吸收。但兩種在一定條件下可相互轉化。
在旱地土壤中多以碳酸鎘、磷酸鎘和氫氧化鎘形態存在，其中以碳酸鎘為主，尤其在ph大於7的石灰性土壤中明顯。
淹水土壤，如水稻土則是另一情況，當土壤內積水時，在水下形成還原環境，有機物不能完全分解而產生硫化氫，當施用硫酸銨肥料時，由於硫還原細菌的作用，也大量生成硫化氫。在含硫化氫的還原環境中，鎘多以硫化鎘的形式存在於土壤中，而溶解度下降形成難溶性硫化鎘形態。所以，在單一種植水稻的土壤中硫化鎘積累將占優勢。
作物對鎘的吸收，隨土壤ph 值的增高而降低，土壤中的有機質能與鎘合成螯合物，從而降低鎘的有效性；其次氧化-還原電位也影響作物對鎘的吸收，氧化-還原電位（eh）降為0時，則有利於形成難溶性的硫化鎘和其它難溶性化合物。當水田落干時，硫化鎘則會氧化成硫酸鎘，或通過其它氧化還原反應，而增加其溶性。
另一方面s2- 氧化為硫酸，使ph降低，硫化鎘的溶解度增加。
據研究，鎘和鋅、鉛、銅的含量存在一定的關系，鎘含量高的地方鋅、鉛、銅也相應高，所以鎘還受鋅、鉛、銅（ⅱ）、鐵（ⅱ）、錳（ⅱ）、鈣、磷酸根等伴生離子的影響。
2）汞的遷移轉化：土壤中汞的存在形態有離子吸附和共價吸附的汞、可溶性汞（氯化汞），難溶性汞（磷酸氫汞、碳酸汞及硫化汞）。影響汞遷移轉化的因素主要有：
（1）吸附劑的種類：土壤中汞的腐殖質膠體和無機膠體對汞有很強的吸附力，進入土壤的汞由於吸附等作用使絕大部分汞積累在耕作層土壤，不易向深層遷移，除沙土或土層極薄的耕地以外，汞一般不會通過土壤污染地下水。
粘土礦物對氯化汞的吸附能力其順序是：伊利石> 蒙脫石>高嶺石；對醋酸汞的吸附順序是蒙脫石>水鋁英石>高嶺石 。ph值等於7時，無機膠體對汞的吸附量最大；而研究膠體在ph值較低時，就能達到最大的吸附量。非離子態汞也可被膠體吸附。此外，當土壤溶液含很少的氯化亞汞、氯化汞和不溶性硫化汞時，如果溶液中含有大量的氯離子，就會生成的hgcl42- ，即可大大提高汞的遷移能力。在酸性土壤中有機質以富里酸為主，它與汞絡合和吸附時，也可以成溶解狀態遷移。
（2）氧化-含有狀態
無機汞（hg、hg2+、hgs）之間在微生物作用下可以相互轉化。在氧化環境，hg在抗汞細菌的參與下可以被氧化成hg2+。土壤溶液中存在一定的s2- 時，就可能生成hgs，hgs在嫌氣條件下是穩定的，但存在大量s2- 時，則會生成一種可溶性的hgs22- 存在於溶液中。在氧化環境某些特殊生物酶的作用下，hgs也可轉化成hg2+。
另外，無機汞和有機汞也可相互轉化。在嫌氣或好氣條件下均可以通過生物或者化學合成途徑合成甲基汞。一般在鹼性和有機氮存在的情況下有利於合成二甲基汞。在酸性介質中二甲基汞不穩定，易分解成甲基汞。
（3）植物對汞的吸收與土壤中汞含量關系：試驗證明，水稻生長的「米汞」和「土汞」之間生物吸收富集系數為0.01。土壤中汞及其化合物可以通過離子交換與植物的根蛋白進行結合，發生凝固反應。汞在作物不同部位的累積順序為：根>葉>莖>種子。不同作物對汞的吸收和積累能力是不同的，在糧食作物中的順序為：水稻>玉米>高粱>小麥。不同土壤中汞的最大允許量是有差別的，如酸性土壤為0.5ppm，石灰性土壤為1.5ppm。如果土壤中的汞超過此值，就可能生產出對人體有毒的「汞米」。
3）砷的遷移轉化：土壤中砷的形態可分為水溶性砷、交換性砷和難溶性砷。其中水溶性砷約占總砷的5～10%，大部分是交換態及難溶性砷。
自然界砷的化合物，大多數以砷酸鹽的形態存在於土壤中，如砷酸鈣、砷酸鋁、亞砷酸鈉等。砷有三價和五價，而且可在土壤中相互轉化。
由於污染而進入土壤中砷，一般都在表層積累，難於向下移動。除鹼金屬與砷反應生產的亞砷酸鹽如亞砷酸鈉溶解度較大，易於遷移外，其餘的亞砷酸鹽類溶解度均較小，限制了砷在溶液中的遷移。
土壤中的砷大部分為膠體所吸附，或與有機物絡合螯合，或與土壤中的鐵、鋁、鈣等結合形成難溶性化合物，或與鐵、鋁等氫氧化物形成共沉澱。土壤中的粘土礦物膠體不同類型對砷的吸附量明顯不同，一般是蒙脫石>高嶺石>白雲石。
吸附於粘粒表面的交換性砷，可被植物吸收，而難溶性砷化物很難為作物吸收，並積累在土壤中。增加這部分砷的比例可減輕砷對作物的毒害，並可提高土壤的凈化能力。
土壤中各種形態的砷可以發生轉化。例如，在旱田土壤中，大部分以砷酸根狀態存在，當土壤處於淹水條件時，隨著氧化-還原電位的降低，則還原成亞砷酸。一般認為亞砷酸鹽對作物的危害性比砷酸鹽類高3倍以上。為了有效地防止砷的污染及危害，提高土壤氧化-還原電位值的措施以減少低價砷酸鹽的形成，降低其活性是非常必要的。

❷ 浙北地區土壤元素有效度影響因素分析

在浙江省北部地區約13200km²的區域范圍內，以約120km²作為1個采樣單元格，布設採集了105件代表性土壤樣品，測定了土壤元素全量和有效量，以及有機質含量和pH值，取得了如下研究成果。

1.土壤元素有效度

（1）土壤元素有效度

統計資料表明，浙北地區土壤元素全量依次為（中值，單位：mg/kg）：Fe 320 000、Mn 485、Zn 80.5、B 61.9、Cu 31.8、Pb 31.5、As 9.3、Mo 0.50、Se 0.33、Hg 0.192、Cd 0.190，而元素有效態或可浸提性含量依次為（中值，單位：mg/kg）：Mn 123、Fe 120、Pb 5.54、Cu 5.48、Zn 5.47、B 0.26、Mo 0.13、Cd 0.114、As 0.036、Se 0.011、Hg 0.00018（表5-9）。對比兩者間的排序可以發現，土壤元素有效量或可浸提量與全量總體排序十分相似，如Fe、Mn無論是全量還是有效量均為最高，含量級別往往高於其他元素一個或數個含量級，又如B、Cu、Pb、Zn4元素，無論是全量還有效量或可浸提量均處在第二級次，反映了土壤元素有效量總體受其元素豐度所控制。

表5-9 浙北地區土壤元素有效量與有效度

註：有效量含量單位Cd、Hg為ng/g，其餘為mg/kg。

由表5-9可見，浙北地區土壤元素有效度（中值，單位：%）順序為：Cd 59.82、Mn 26.20、Mo 24.00、Cu 17.94、Pb 17.06、Zn 7.22、Se 3.45、B 0.43、As 0.37、Fe 0.35、Hg 0.11，可見不同元素的有效度相差懸殊，顯然，元素表生地球化學性質是決定其有效度的重要因素。例如，土壤中Hg、Cd全量（中值）分別為192ng/g、190ng/g，十分接近。但是，由於土壤中Cd活動性強，Cd有效度遠大於Hg，相差約500倍，從而使土壤中Cd有效量顯著高於Hg。同時，Cd的生物毒性很強，因此，在評價土壤Cd、Hg污染時，土壤Cd污染的生態危害性更應引起注意。

（2）地貌特徵與土壤元素有效度

在各種地貌單元中，土壤物質來源和成壤作用過程往往不同，低山丘陵區主要發育紅壤化作用，土壤風化淋溶程度較高，而杭州灣沿岸新圍墾濱海平原區，主要發育脫鹽鹼作用，風化淋溶程度低。不同地貌單元土壤有機質含量和酸鹼性具有一定差別，經統計，浙北地區低山丘陵崗地、山前平原、河網平原3 種地貌類型土壤有機質含量（中值）分別為3.05%、3.32%、2.89%，pH值分別為5.38、6.36、6.95。各類地貌單元土壤中元素有效度差異明顯（表5-10）。

1）低山丘陵崗地As、Cd、Fe、Pb、Se、Zn有效量較高。除了受土壤元素全量的影響外，顯然與低山丘陵崗地多分布紅壤有關。紅壤酸性較強，比較富含有機質，使土壤中這些元素的有效度提高。

2）調查表明，浙北地區山前平原多為湖沼相、潟湖相沉積，原始沉積物中Hg、Pb、Zn元素含量較高，重金屬元素含量由地表向深部的下降幅度較小，表明土壤重金屬主要為原始沉積成因。同時，浙北地區山前平原往往也是大中城市集中分布區，如寧波、杭州、紹興等，表層土壤中或多或少疊加有污染來源的Hg、Pb、Zn等重金屬元素。因而，浙北山前平原區土壤中Hg、Pb、Zn等元素含量較高。

表5-10 浙北地區不同類型地貌單元土壤中元素有效度

註：含量單位Cd、Hg為ng/g，其餘為mg/kg。

（3）土壤類型與元素有效量、有效度

土壤是成土母質、地形地貌、氣候、植被與時間等多種因素綜合作用的產物，不同類型土壤有著其獨特的理化性質、元素含量和元素分配特徵，從而決定土壤元素有效量及有效度。毋庸置疑，土壤元素含量及其分布分配不僅受到自然地質作用的影響，還不同程度地受到工業「三廢」排放、化肥農葯施肥、交通運輸污染等各種人為因素的影響。

浙北地區主要土壤類型為紅壤、水稻土、潮土和濱海鹽砂土。各類土壤中有機質含量（中值，單位：%）分別為紅壤2.81、水稻土3.32、潮土1.58、濱海鹽土0.84，水稻土最富含有機質，錢塘江沿岸圍墾區耕作熟化程度較低的潮土、濱海鹽砂土有機質最低。各類土壤pH值（中值）分別為紅壤5.36、水稻土6.55、潮土8.01、濱海鹽土8.20，以紅壤酸性最強，水稻土次之，而潮土、濱海鹽砂土的鹽基含量較高，呈鹼性。從表5-11可見，浙北地區不同類型土壤中各種元素的有效度變化較大，具有以下規律：

As、Mn、Se有效度為：紅壤＞水稻土＞潮土＞濱海鹽砂土；

Fe、Pb有效度為：紅壤＞水稻土＞濱海鹽砂土＞潮土；

Cu、Cd、Zn有效度為：水稻土＞紅壤＞潮土＞濱海鹽砂土；

B有效度為：濱海鹽砂土＞潮土＞紅壤＞水稻土；

Mo有效度為：水稻土＞潮土＞濱海鹽砂土＞紅壤；

Hg有效度為：紅壤＞濱海鹽砂土＞潮土＞水稻土。

不同土壤類型間元素有效度的這種差異性，反映了土壤有機質、pH值對土壤元素地球化學行為的規律性作用。

1）紅壤和水稻土相對富含有機質，呈中酸性，從而使As、Cd、Cu、Fe、Mn、Pb、Se、Zn等多數元素具有較高的有效度；而潮土和濱海鹽砂土為偏鹼性或鹼性土壤，有機質含量低，因而多數元素有效度很低。土壤成因、性質的不同以及由此決定的元素有效度的顯著差異，使紅壤和水稻土中As、Cd、Cu、Fe、Mn、Pb、Se、Zn等元素有效量明顯大於潮土和濱海鹽砂土。

2）紅壤、水稻土、潮土、濱海鹽砂土中B元素含量分別為62.6、62.2、63.7、55.6mg/kg，相差不大，以濱海鹽砂土B含量最低。由於鹼性條件下B元素有效度較高，導致濱海鹽砂土和潮土中B有效量較高。

表5-11 浙北地區不同類型土壤中元素有效量與有效度

註：含量單位Cd、Hg為ng/g，其餘為mg/kg。

3）各種類型土壤間Hg、Mo有效度雖有差異，但變化不大。水稻土中Hg有效度最低，可能是由於淹水灌溉使水稻田經常處於還原狀況，Hg與S^2-結合形成極難溶的硫化汞（HgS）有關。盡管如此，由於水稻土中Hg全量很高，其有效量仍然高於其他土壤。紅壤中Mo有效度明顯較低，與酸性條件下Mo活動性弱有直接關系。

2.影響土壤元素有效度的主要因素

已有大量研究證實，土壤元素賦存形態及其生物有效性除了元素自身的表生地球化學性質外，還與土壤有機質含量、酸鹼度（pH值）、礦物組成（礦物種類、晶格結構）、機械粒級組成（砂粒和粘粒含量、陽離子交換量CEC）、氧化還原電位（Eh）、微生物組成及含量、元素及有機物含量、含水量等各種土壤理化條件有關。不同成壤條件形成的土壤類型不同，不同類型土壤的理化性質存在一定差異，從而成為決定土壤元素存在形態及其有效量、有效度的主要影響因素。

（1）土壤元素全量對有效量的影響

浙北地區土壤有效態樣品統計表明，各種元素全量與有效量相關系數分別為：Fe-0.012，Mn 0.897，Cu 0.809，Zn 0.551，B 0.040，Mo 0.480，Cd 0.826，Hg-0.012，As-0.076，Pb 0.814，Se 0.649（樣本數為105個、置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195）。即Mn、Cu、Zn、Mo、Cd、Pb、Se等元素有效量總體上受總量的明顯影響，因此，土壤元素全量資料對於農業施肥（Mn、Cu、Zn、Mo）、環境質量及生態效應評價（Cd、Pb、Mn、Cu、Zn）、富硒特色農產品發展均具有較為直接的參考應用價值。

（2）土壤有機質對有效量和有效度的影響

1）對有效量的影響。研究表明，浙北地區土壤有機質（碳）含量與Fe、Se有效量（可浸提量）呈現一定的共消長關系（圖5-1），與Cu、Pb、Zn、Cd、Mo、B具有良好的線性關系；而Hg、Mn有效量與有機質（碳）的關系不明顯（圖5-1）。

圖5-1 浙北地區元素有效量（可浸提量）與有機質含量散點圖

2）對有效度的影響。統計分析表明，土壤元素有效度與有機質含量間的相關系數分別為：Fe 0.547，Mn-0.058，Cu 0.648，Zn 0.380，B 0.035，Mo 0.146，Cd 0.579，Hg-0.364，As 0.268，Pb 0.451，Se 0.151（置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195），表明多數元素有效度明顯受土壤有機質含量的影響。其中Fe、Cu、Zn、Cd、As、Pb的有效度與有機質呈正相關性，表明長期耕作並經常處於還原狀態的水稻土對有機質的積累，以及低山丘陵崗地殘株落葉導致的有機質積聚，均可能導致Fe、Cu、Zn、Cd、As、Pb有效度的提高，使土壤中這些元素的生物有效量增加，從而增加其生態風險性。相反，土壤中Hg有效度與有機質含量呈負相關性，表明增加土壤有機質含量有利於使土壤保持較低的氧化還原電位，從而使土壤Hg處於相對穩定的賦存狀態，事實上這已成為控制治理土壤污染的途徑之一。

（3）土壤pH值對有效度的影響

統計分析表明，元素有效度與pH值間的相關系數分別為：Fe-0.702，Mn-0.088，Cu-0.543，Zn-0.494，B0.286，Mo-0.116，Cd-0.639，Hg-0.019，As-0.266，Pb-0.653，Se-0.637（置信度α=0.05時，顯著相關臨界值約為0.195）。反映多數元素有效度明顯受土壤pH值的影響，其中Fe、Cu、Zn、Cd、As、Pb、Se有效度與pH值顯著負相關，而B則與pH值呈顯著正相關。即pH值是影響土壤中Cd、Zn、Cu、As、Pb等重金屬元素有效性及其可浸提量的重要因素（圖5-2）。

圖5-2 浙江地區土壤pH值對元素有效度的影響

以上研究表明，浙北地區土壤類型及其有機質、酸鹼度等理化性質對土壤元素賦存形態、有效量及有效度有重要影響。土壤中Mn、Cu、Zn、Mo、Cd、Pb、Se等元素全量是其有效量的重要影響控制因素；有機質含量較高有利於Fe、Cu、Zn、Cd、As、Pb等元素的活化，增加其生物有效量；土壤酸鹼度對Fe、Cu、Zn、Cd、As、Pb、Se有效度有顯著影響，酸性土壤有利於提高這些元素的有效量，而鹼性環境中B元素有效量較高。土壤元素有效量與全量的關系及其影響因素研究成果，對於區域土壤地球化學資料（元素全量）在農業營養施肥、環境質量評價，以及重金屬污染生態危害預測評價等方面具有重要的指導意義。

❸ 水稻土和旱地土壤有何差異

應該很多方面都不同吧，像水分含量，氧化還原電位等都不同，土層結構，土壤裡面的各種微生物什麼的都不同吧，也適合不同的種植物親想了解更多的話可以找度娘看看這兩種土壤各自的網路http://ke..com/link?url=
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❹ 土壤化學指標

一、土壤酸鹼度(pH值)

土壤酸鹼度對土壤肥力及植物生長影響很大，我國西北、北方不少土壤pH值大，南方紅壤pH值小。因此可以種植和土壤酸鹼度相適應的作物和植物。如紅壤地區可種植喜酸的茶樹，而苜蓿的抗鹼能力強等。土壤酸鹼度對養分的有效性影響也很大，如中性土壤中磷的有效性大；鹼性土壤中微量元素(錳、銅、鋅等)有效性差。在農業生產中應該注意土壤的酸鹼度，積極採取措施，加以調節。

1.電位法

土壤實驗室基本上都採用電位法測定土壤pH值，電位法有準確、快速、方便等優點。其基本原理是：用pH計測定土壤懸濁液的pH值時，由於玻璃電極內外溶液H^＋離子活度的不同產生電位差。

2.比色法

取土壤少許(約黃豆大)，弄碎後放在白磁碟中，滴入土壤混合指示劑數滴，到土壤全部濕潤，並有少量剩餘。震盪磁碟，使指示劑與土壤充分作用，靜置1min，和標准比色卡比色，即得出土壤的酸鹼度。

3.原位酸鹼度感測器法

土壤原位pH測定儀可直接埋入土壤測試，直接讀數，非常方便，在指導農業科研及農業生產中起到了非常重要的作用。

二、土壤氧化還原電位(Eh)

土壤氧化還原電位是以電位反映土壤溶液中氧化還原狀況的一項指標，用Eh表示，單位為mV。

土壤氧化還原電位的高低，取決於土壤溶液中氧化態和還原態物質的相對濃度，一般採用鉑電極和飽和甘汞電極電位差法進行測定。影響土壤氧化還原電位的主要因素有：①土壤通氣性；②土壤水分狀況；③植物根系的代謝作用；④土壤中易分解的有機質含量。

旱地土壤的正常Eh為200～750mV，若Eh﹥750mV，則土壤完全處於氧化狀態，有機質消耗過快，有些養料由此喪失有效性，應灌水適當降低Eh。若Eh﹤200mV，則表明土壤水分過多，通氣不良，應排水或鬆土以提高其Eh值。

水田土壤Eh變動較大，在淹水期間Eh值可低至-150mV，甚至更低；在排水曬田期間，土壤通氣性改善，Eh值可增至500mV以上。一般地說，稻田適宜的Eh值在200～400mV之間，若Eh經常在180mV以下或低於100mV，則水稻分櫱或生長發育受阻。若長期處於-100mV以下，水稻會嚴重受害甚至死亡，此時應及時排水曬田以提高其Eh值。

1.二電極法

測定氧化還原電位的常用方法是鉑電極直接測定法，方法是基於鉑電極本身難以腐蝕、溶解，可作為一種電子傳導體。當鉑電極與介質(土壤、水)接觸時，土壤或水中的可溶性氧化劑或還原劑，將從鉑電極上接受電子或給予電子，直至在鉑電極上建立起一個平衡電位，即該體系的氧化還原電位。由於單個電極電位是無法測得的，故須與另一個電極電位固定的參比電極(飽和甘汞電極)構成電池，用電位計測量電池電動勢，然後計算出鉑電極上建立的平衡電位，即氧化還原電位Eh值。

2.去極化測定儀法

對復雜的介質，可採用去極化法測定氧化還原電位。可以在較短時間內得到較為精確的結果，用去極化法測得的平衡Eh值，與直接電位法平衡48h後測得的穩定Eh值，差數一般﹤10mV。所以去極化法能縮短測定時間，並有較高的測定精度。

將鉑電極接到極化電壓的正端(極化電壓為600mV或750mV)，以銀-氯化銀電極作為輔助電極，接到電源的負端，陽極極化10 s以上(自由選擇)。接著切斷極化電源，進行去極，時間在20 s以上(視極化曲線而定)，在去極化後監測鉑電極的電位(對甘汞電極)，對於大多數的測試樣品，電極電位E(mV)和去極化時間的對數log t間存在直線關系。以相同的方法進行陰極極化和隨後的去極化和監測電位。陽極去極化曲線與陰極去極化曲線的延長線的交點相當於平衡電位。

三、土壤陽離子交換量(CEC)

CEC的大小，基本上代表了土壤可能保持的養分數量，即保肥性的高低。陽離子交換量的大小，可作為評價土壤保肥能力的指標。陽離子交換量是土壤緩沖性能的主要來源，是改良土壤和合理施肥的重要依據。

1.乙酸銨交換法

適用於酸性與中性土壤陽離子交換量的測定。原理：用1mol/L乙酸銨溶液(pH7.0)反復處理土壤，使土壤成為銨離子飽和土。過量的乙酸銨用95%乙醇洗去，然後加氧化鎂，用定氮蒸餾方法進行蒸餾，蒸餾出的氨用硼酸溶液吸收，然後用鹽酸標准溶液滴定，根據銨離子的量計算土壤陽離子交換量。

2.EDTA——銨鹽法

銨鹽法不僅適用於中性、酸性土壤，並且適用於石灰性土壤陽離子交換量的測定。採用0.005mol/L EDTA與1mol/L的醋酸銨混合液作為交換劑，在適宜的pH條件下(酸性土壤pH7.0，石灰性土壤pH8.5)，這種交換配合劑可以與2價鈣離子、鎂離子和3價鐵離子、鋁離子進行交換，並在瞬間即形成電離度極小而穩定性較大的配合物，不會破壞土壤膠體，加快了2價以上金屬離子的交換速度。同時由於醋酸緩沖劑的存在，對於交換性氫和1價金屬離子也能交換完全，形成銨質土，再用95%酒精洗去過剩的銨鹽，用蒸餾法測定交換量。對於酸性土壤的交換液，同時可以用作為交換性鹽基組成的待測液用。

3.氯化鋇-硫酸強迫交換法

土壤中存在的各種陽離子可被氯化鋇(BaCl₂)水溶液中的陽離子(Ba^2＋)等價交換。土壤用BaCl₂溶液處理，使之和Ba^2＋飽和，洗去剩餘的BaCl₂溶液後，再用強電解質硫酸溶液把交換到土壤中的Ba^2＋交換下來，由於形成了硫酸鋇(BaSO₄)沉澱，而且氫離子(H^＋)的交換吸附能力很強，使交換反應基本趨於完全。這樣可以通過計算消耗硫酸的量，計算出陽離子交換量。

四、土壤鹼化度(ESP)

土壤的鹼化度是用Na^＋的飽和度來表示，它是指土壤膠體上吸附的交換性Na^＋占陽離子交換量的百分率。當鹼化度達到一定程度時，土壤的理化性質會發生一系列的變化，土壤呈極強的鹼性反應pH﹥8.5甚至超過10.0，且土粒分散、濕時泥濘、不透氣、不透水、干時硬結、耕性極差，土壤理化性質所發生的這一系列變化稱為鹼化作用。鹼化度是鹽鹼土分類、利用、改良的重要指標。一般把鹼化度﹥20%定為鹼土，5%～20%定為鹼化土(15%～20%為強鹼化土，10%～15%為中度鹼化土，5%～10%為輕度鹼化土)。

計算公式：

鹼化度＝(交換性鈉/陽離子交換量)× 100%

式中：交換性鈉[cmol(Na^＋)/kg]用乙酸銨-氫氧化鈉銨交換-火焰光度法測得；陽離子交換量[cmol(＋)/kg]用氯化銨-乙酸銨交換法測得。

五、土壤水溶性全鹽量(易溶鹽)

土壤水溶性鹽是鹽鹼土的一個重要屬性，是限製作物生長的障礙因素。我國的鹽鹼土分布廣，面積大，類型多。在乾旱、半乾旱地區鹽漬化土壤，以水溶性的氯化物和硫酸鹽為主。濱海地區由於受海水浸漬，生成濱海鹽土，所含鹽分以氯化物為主。在我國南方(福建、廣東、廣西等省區)沿海還分布著一種反酸鹽土。鹽土中含有大量水溶性鹽類，影響作物生長，同一濃度的不同鹽分危害作物的程度也不一樣。鹽分中以碳酸鈉的危害最大，增加土壤鹼度和惡化土壤物理性質，使作物受害。其次是氯化物，氯化物又以MgCl₂的毒害作用較大，另外，氯離子和鈉離子的作用也不一樣。

土壤(及地下水)中水溶性鹽的分析，是研究鹽漬土鹽分動態的重要方法之一，對於了解鹽分對種子發芽和作物生長的影響以及擬訂改良措施都是十分必要的。

1.電導法

土壤中的水溶性鹽是強電介質，其水溶液具有導電作用，導電能力的強弱可用電導率表示。在一定濃度范圍內，溶液的含鹽量與電導率呈正相關，含鹽量愈高，溶液的滲透壓愈大，電導率也愈大。土壤水浸出液的電導率用電導儀測定，直接用電導率數值表示土壤的含鹽量。

2.質量法

吸取一定量的土壤浸出液放在瓷蒸發皿中，在水浴上蒸干，用過氧化氫(H₂O₂)氧化有機質，然後在105～110℃烘箱中烘乾，稱重，即得烘乾殘渣質量。

六、土壤養分元素

土壤養分元素是指由土壤提供的植物生長所必需的營養元素，能被植物直接或者轉化後吸收。土壤養分可大致分為大量元素、中量元素和微量元素，包括氮(N)、磷(P)、鉀(K)、鈣(Ca)、鎂(Mg)、硫(S)、鐵(Fe)、硼(B)、鉬(Mo)、鋅(Zn)、錳(Mn)、銅(Cu)和氯(Cl)等13種。在自然土壤中，土壤養分主要來源於土壤礦物質和土壤有機質，其次是大氣降水、坡滲水和地下水。在耕作土壤中，還來源於施肥和灌溉。

根據在土壤中存在的化學形態，土壤養分的形態分為：①水溶態養分，土壤溶液中溶解的離子和少量的低分子有機化合物；②代換態養分，水溶態養分的來源之一；③礦物態養分，大多數是難溶性養分，有少量是弱酸溶性的(對植物有效)；④有機態養分，礦質化過程的難易強度不同。

根據植物對營養元素吸收利用的難易程度，土壤養分又分為速效性養分和遲效性養分。一般來說，速效養分僅占很少部分，不足全量的1%。應該注意的是速效養分和遲效養分的劃分是相對的，兩者是處於動態平衡之中。

土壤養分的總儲量中，有很小一部分能為當季作物根系迅速吸收同化的養分，稱速效性養分；其餘絕大部分必須經過生物的或化學的轉化作用方能為植物所吸收的養分，稱遲效性養分。一般而言，土壤有效養分含量約占土壤養分總儲量的百分之幾至千分之幾或更少。故在農業生產中，作物經常出現因某些有效養分供應不足而發生缺素症的現象。

1.全氮測定法

(1)開氏定氮法。土壤、植株和其他有機體中全氮的測定通常都採用開氏消煮法，用硫酸鉀-硫酸銅-硒粉做加速劑。此法雖然消煮時間長，但控制好加速劑的用量，不易導致氮素損失，消化程度容易掌握，測定結果穩定，准確度較高，適用於常規分析。

土壤中的含氮有機化合物在加速劑的參與下，經濃硫酸消煮分解，有機氮轉化為銨態氮，鹼化後把氨蒸餾出來，用硼酸吸收，標准酸滴定，求出全氮含量。硫酸鉀起提高硫酸溶液沸點的作用，硫酸銅起催化劑作用，加速有機氮的轉化，硒粉是一種高效催化劑，用量不宜過多，否則會引起氮素損失。

(2)半微量開氏法。樣品在加速劑的參與下，用濃硫酸消煮時，各種含氮有機化合物，經過復雜的高溫分解反應，轉化為銨態氮。鹼化後蒸餾出來的氨用硼酸吸收，以標准酸溶液滴定，求出土壤全氮含量(不包括全部硝態氮)。

包括硝態和亞硝態氮的全氮測定，在樣品消煮前，需先用高錳酸鉀將樣品中的亞硝態氮氧化為硝態氮後，再用還原鐵粉使全部硝態氮還原，轉化為銨態氮。

2.全磷硫酸-高氯酸消煮測定法

在高溫條件下，土壤中含磷礦物及有機磷化合物與高沸點的硫酸和強氧化劑高氯酸作用，使之完全分解，全部轉化為正磷酸鹽而進入溶液，然後用鉬銻抗比色法測定。

3.全鉀測定法

土壤中的有機物先用硝酸和高氯酸加熱氧化，然後用氫氟酸分解硅酸鹽等礦物，硅與氟形成四氟化硅逸去。繼續加熱至剩餘的酸被趕盡，使礦質元素變成金屬氧化物或鹽類。用鹽酸溶液溶解殘渣，使鉀轉變為鉀離子。經適當稀釋後用火焰光度法或原子吸收分光光度法測定溶液中的鉀離子濃度，再換算為土壤全鉀含量。

4.鹼解氮測定法

土壤水解性氮或稱鹼解氮包括無機態氮(銨態氮、硝態氮)及易水解的有機態氮(氨基酸、醯銨和易水解蛋白質)。用鹼液處理土壤時，易水解的有機氮及銨態氮轉化為氨，硝態氮則先經硫酸亞鐵轉化為銨。以硼酸吸收氨，再用標准酸滴定，計算水解性氮含量。

5.速效磷測定法

(1)碳酸氫鈉法。石灰性土壤由於存在大量的游離碳酸鈣，不能用酸溶液來提取速效磷，可用碳酸鹽的鹼溶液。由於碳酸根的同離子效應，碳酸鹽的鹼溶液降低了碳酸鈣的溶解度，也就降低了溶液中鈣的濃度，這樣就有利於磷酸鈣鹽的提取。同時由於碳酸鹽的鹼溶液也降低了鋁和鐵離子的活性，有利於磷酸鋁和磷酸鐵的提取。此外，碳酸氫鈉鹼溶液中存在著OH^-，

，

等陰離子有利於吸附態磷的交換，因此，碳酸氫鈉不僅適用於石灰性土壤，也適用於中性和酸性土壤中速效磷的提取。待測液用鉬銻抗混合顯色劑在常溫下進行還原，使黃色的銻磷鉬雜多酸還原成為磷鉬藍進行比色。

(2)鉬銻抗比色法。酸性土壤中的磷主要是以Fe—P、Al—P的形態存在，利用氟離子在酸性溶液中有配合Fe^3＋，Al^3＋的能力，可使這類土壤中比較活性的磷酸鐵鋁鹽被陸續活化釋放，同時由於H^＋的作用，也能溶解出部分活性較大的Ca—P，然後用鉬銻抗比色法進行測定。

6.速效鉀測定法

用1mol/L NH₄OAc浸提土壤，可將膠體表面吸附的鉀離子全部浸提出來，而與黏土礦物晶格固定的鉀截然分開。

7.有機質重鉻酸鉀容量測定法

在加熱的條件下，用過量的重鉻酸鉀-硫酸(K₂Cr₂O₇-H₂SO₄)溶液，來氧化土壤有機質中的碳，

等被還原成Cr^＋3，剩餘的重鉻酸鉀(K₂Cr₂O₇)用硫酸亞鐵(FeSO₄)標准溶液滴定，根據消耗的重鉻酸鉀量計算出有機碳量，再乘以常數1.724，即為土壤有機質量。

七、土壤重金屬

土壤的重金屬主要包括汞(Hg)、鎘(Cd)、鉛(Pb)、鉻(Cr)和類金屬砷(As)等生物毒性顯著的元素，以及有一定毒性的鋅(Zn)、銅(Cu)、鎳(Ni)等元素。主要來自農葯、廢水、污泥和大氣沉降等，如汞主要來自含汞廢水，鎘、鉛污染主要來自冶煉排放和汽車廢氣沉降，砷則被大量用作殺蟲劑、殺菌劑、殺鼠劑和除草劑。過量重金屬可引起植物生理功能紊亂、營養失調，鎘、汞等元素在作物子實中富集系數較高，即使超過食品衛生標准，也不影響作物生長、發育和產量，此外汞、砷能減弱和抑制土壤中硝化、氨化細菌活動，影響氮素供應。重金屬污染物在土壤中移動性很小，不易隨水淋濾，不為微生物降解，通過食物鏈進入人體後，潛在危害極大，應特別注意防止重金屬對土壤的污染。一些礦山在開采中尚未建立石排場和尾礦庫，廢石和尾礦隨意堆放，致使尾礦中富含難降解的重金屬進入土壤，加之礦石加工後餘下的金屬廢渣隨雨水進入地下水系統，造成嚴重的土壤重金屬污染。

1.原子吸收分光光度法

原子吸收分光光度法的測量對象是呈原子狀態的金屬元素和部分非金屬元素，是由待測元素燈發出的特徵譜線通過供試品經原子化產生的原子蒸氣時，被蒸氣中待測元素的基態原子所吸收，通過測定輻射光強度減弱的程度，求出供試品中待測元素的含量。原子吸收一般遵循分光光度法的吸收定律，通常借比較對照品溶液和供試品溶液的吸光度，求得供試品中待測元素的含量。所用儀器為原子吸收分光光度計，它由光源、原子化器、單色器、背景校正系統、自動進樣系統和檢測系統等組成。

2.X射線熒光光譜(XRF)法

XRF法是介於原子發射光譜(AES)和原子吸收光譜(AAS)之間的光譜分析技術。它的基本原理是基態原子(一般蒸氣狀態)吸收合適的特定頻率的輻射而被激發至高能態，而後激發過程中以光輻射的形式發射出特徵波長的熒光。該方法可定量分析測量待測元素的原子蒸氣在一定波長的輻射能激發下發射的熒光強度。原子熒光的波長在紫外、可見光區。氣態自由原子吸收特徵波長的輻射後，原子的外層電子從基態或低能態躍遷到高能態，經10～8 s，又躍遷至基態或低能態，同時發射出熒光。若原子熒光的波長與吸收波長相同，稱為共振熒光；若不同，則稱為非共振熒光。共振熒光強度大，分析中應用最多。在一定條件下，共振熒光強度與樣品中某元素濃度成正比。該法的優點是靈敏度高，譜線簡單；在低濃度時校準曲線的線性范圍寬達3～5個數量級，特別是用激光做激發光源時更佳。主要用於金屬元素的測定，在環境科學、高純物質、礦物、水質監控、生物製品和醫學分析等方面有廣泛的應用。

3.電感耦合等離子光譜(ICP)法

高頻振盪器發生的高頻電流，經過耦合系統連接在位於等離子體發生管上端，銅制內部用水冷卻的管狀線圈上。石英製成的等離子體發生管內有3個同軸氫氣流經通道。冷卻氣(Ar)通過外部及中間的通道，環繞等離子體起穩定等離子體炬及冷卻石英管壁，防止管壁受熱熔化的作用。工作氣體(Ar)則由中部的石英管道引入，開始工作時啟動高壓放電裝置讓工作氣體發生電離，被電離的氣體經過環繞石英管頂部的高頻感應圈時，線圈產生的巨大熱能和交變磁場，使電離氣體的電子、離子和處於基態的氖原子發生反復猛烈的碰撞，各種粒子的高速運動，導致氣體完全電離形成一個類似線圈狀的等離子體炬區面，此處溫度高達6000～10 000℃。樣品經處理製成溶液後，由超霧化裝置變成全溶膠由底部導入管內，經軸心的石英管從噴嘴噴入等離子體炬內。樣品氣溶膠進入等離子體焰時，絕大部分立即分解成激發態的原子、離子狀態。當這些激發態的粒子回收到穩定的基態時要放出一定的能量(表現為一定波長的光譜)，測定每種元素特有的譜線和強度，和標准溶液相比，就可以知道樣品中所含元素的種類和含量。

發射光譜分析方法只要將待測原子處於激發狀態，便可同時發射出各自特徵譜線同時進行測定。ICP-AES儀器，不論是多道直讀還是單道掃描儀器，均可以在同一試樣溶液中同時測定大量元素(30～50個，甚至更多)。已有文獻報道的分析元素可達78個，即除He，Ne，Ar，Kr，Xe惰性氣體外，自然界存在的所有元素，都已有用ICP-AES法測定的報告。

❺ 重金屬在土壤中的遷移轉化行為

不同重金屬的環境化學行為和生物效應各異，同種金屬的環境化學和生物效應與其存在形態有關。例如，土壤膠體對Pb2+、Pb4+、Hg2+及Cd2+等離子的吸附作用較強，對AsO2-和Cr2O72-等負離子的吸附作用較弱。對土壤�水稻體系中污染重金屬行為的研究表明：被試的四種金屬元素對水稻生長的影響為：Cu＞Zn＞Cd＞Pb；元素由土壤向植物的遷移明顯受共存元素的影響，在試驗條件下，元素吸收系數的大小順序為：Cd＞Zn＞Cu＞Pb，與土壤對這些元素的吸持強度正好相反；"有效態"金屬更能反映出元素間的相互作用及其對植物生長的影響。

二、土壤中重金屬元素的遷移轉化
1、重金屬元素在土壤中的污染特徵
①不易隨水移動，不斷微生物分解，而在土壤中累積；②通過植物吸收而富集轉化，可轉化為對人類帶來危害性強的化合物；③重金屬污染初期不易被覺察，一旦發現，難以徹底消除。

2、重金屬污染的危害
(1)對植物：土壤N、P、K及Fe、Mn、Cu等不足會阻礙其生長，過量也會帶來污染，過多的Mn、Cu和P會阻礙植物對Fe的吸收，引起酶作用的減退，並阻礙體內N素的代謝，造成植物的缺綠病(發黃)，這些元素是植物生長必需的元素。

植物生長不需要的元素，Hg、Cd、Pb、As等，對人體也有影響，土壤中無機砷含量達12ppm時，水稻生長受到抑制，達40ppm時，產量減少50%，達160ppm時，不能生長，如果有機砷危害更大，0.7ppm，就會顆粒無收。

對微生物的毒性順序：Hg＞Cd＞Cr＞Pb＞Co＞Cu

(2)對人體健康的影響

通過下列途徑：①揮發作用進入大氣(有機砷、有機Cd、有機汞)及蒸汽態金屬(Hg、AsH)而揮發，造成空氣污染；②受水淋溶、地表徑流進入地下水、地表水而影響水生生物；③作物吸收入體內在體內積累。

(3)存在形態及去向：

①形態水溶態的，不溶態的、強烈的、換劑、次生礦物、原生礦物的。

②去向：a.進入排水，隨水離開土體；b.被植物或其它生物吸收；c.吸持在土壤上並分為可溶態和不可溶態；d.進入大氣。

2、土壤條件與重金屬的遷移轉化
不同土壤條件下(土壤類型、土地利用方式、土壤物化性狀、酸鹼性、氧化––還原、吸附、絡合)的影響，可引起土壤中重金屬元素存在形態的差異，從而影響重金屬的遷移和作物對重金屬的吸收。

(1)氧化–––還原條件。土壤的這一體系是一個由眾多無機和有機的單項氧化–––還原體系組成的復雜體系。

無機體系：O2、Fe、S、H2體系，由決定電位體系控制，其中O2–H2O體系和硫體、H2體系作用明顯，對重金屬元素價態變化起重要作用。

①O2–H2O體系：

25℃時，Eh=1.23+0.015lgPo2-0.059pH

②H2體系，旱地土壤中少見，淹水狀態下，為還原強烈的土層中：有H2積累

25℃時，Eh=0.059pH

以上兩體系為土壤氧化––還原體系的兩個極端，土壤中其他體系介於二者之間。所以這兩個體系為上限和下限。

重金屬元素按其性質分為氧化難溶性(氧化固定元素–––Fe3+、Mn4+等，和還原難溶性(還原固定)元素––Cd、Cu、Zn、Cr等(Cd、Zn、Cu、Pb、Ni等生成難溶性化物沉澱)。

在水中：

另外，氧化還原條件的改變，還原使重金屬的毒性發生變化，如Cr3+氧化條件下成為Cr6+，其毒性大於Cr3+；As在還原條件下生成亞砷酸，毒性大於砷酸。

(2)土壤酸鹼度

pH值對重金屬元素的溶解度有密切的關系，研究表明，隨著土壤pH值的升高，重金屬元素的溶出率會迅速降低，見圖。

鹼性條件：重金屬元素呈難溶態的氫氧化物沉澱或以碳酸鹽，磷酸鹽形態存在。

金屬氫氧化物的溶解度(s)直接受到土壤pH值控制，其平衡反應式及溶度積(Ksp)如下：

Cu2++2OH Ksp=1.6×10-19

據此推求重金屬離子濃度與pH的關系：

[Cu2+][OH-]2=1.6×10-19 (1)

[Cu2+]=1.6×10-19/[OH-]2 (2)

[H+][OH-]=1×10-14

[OH-]=1×10-14/[H+]

Ksp=1.6×10-19 [OH-]=1×10-14/[H+]

代入(2)式：[Cu2+]=KsP/[OH-]2=KsP/[ ]2

兩邊取對數並展開：

log[Cu2+]=9.2-2PH

上式可見，一般情況下，pH越高，重金屬離子的濃度則下降，則易形成沉澱物從土壤溶液中析出(沉積)，也就是說，pH值從中性升高到鹼性，會降低Cu、Zn、Cd、Mn、Fe等的溶解度，重金屬則難以被作物吸收，作物受污染的可能性會減輕。反之亦然。

(3)土壤膠體的吸附作用與重金屬的遷移轉化

土壤中無機和有機膠體對重金屬元素有明顯的固定作用。一般重金屬呈兩種形態。

(1)重金屬元素在土壤溶液中呈膠體狀態(濕潤地區、富含有機質的酸性條件)。

Fe、Mn、Cr、As等，Cu、Pb、Zn。

(2)土壤中有機、無機膠體的吸附，使重金屬沉澱(轉入固相)污染累積的重要原因。

土壤膠體吸附重金屬的數量，取決於土壤膠體的代換能力和重金屬離子在土壤溶液中的濃度和酸鹼度。這種作用的發生與土壤膠體微粒所帶電荷有關，帶電荷的符號、數量不同，對重金屬離子吸附的種類和吸附交換容量也不同。

粘土礦物帶負電荷，可吸附陽離子，如：Pb2+、Cu2+、Hg2+等等，且蒙脫石(2:1型)層間無其他離子連接，因此，易發生吸附交換作用，順序為：

Pb2+＞Cu2+＞Ca2+＞Ba2+＞Mg2+＞Hg2+

而高嶺石(1:1型)層間以氫鍵連接，不易發生交換作用。

Hg2+＞Cu2+≥Pb2+

帶正電荷的水合氧化鐵膠體，可吸附 。

腐殖質膠體：Pb2+＞Cu2+＞Cd2+＞Zn2+＞Ca2+＞Mg2+

在膠體對金屬離子的吸附時，分為兩種方式：

①同晶替換的，保持在膠體晶格中(即粘土礦物晶格中的Si4+，被Al3+代替)很難釋放，不利於金屬元素的遷移。

②陽離子交換作用，吸附在膠體表面的交換點(擴散層)上，易釋放。

(4)土壤中重金屬的絡合––螯合作用

金屬離子的濃度較低時，以絡合–––螯合作用為主。金屬離子濃度高時，以吸附交換作用為主。

在無機配位體中，重規羥基(OH-)和氯離子(Cl-)的絡合作用。絡合作用可以改變(主要可提高)重金屬氫氧化物的溶解度，尤其是對Hg2+、Cd2+、Pb2+、Zn2+的水解作用。提高其溶解度，使之易遷移。

腐殖質有較強的螯合能力，可與重金屬形成螯合物，其穩定性受金屬離子性質的影響。順序為：

Pb＞Cu＞Ni＞Co＞Zn＞Mg＞Ba＞Ca＞Ng＞Cd

3、主要重金屬在土壤中的遷移轉化
(1)鎘：長時間滯留在耕作層，不對地下水產生污染，形態：水溶性和非水溶性鎘，可互相轉化。

水溶性：CdCl2、Cd(NO3)、CdCO3、Cd(OH)2，易遷移，為植物吸收；

非水溶性：Cd的沉澱物，膠體吸收態鎘，不是遷移，為植物吸收。

旱地土壤中，多以水溶性Cd形態存在，pH＞7的鹼性土壤。

水田中，水下形成還原條件，有機物不能完全分解產生H2S，因此，鎘多以CdS的形式存在於土壤中，而溶解度下降形成難溶性CdS形態。

作物對Cd的吸收，隨土壤pH值增高而降低，Eh也影響作物對鎘的吸收，Eh低或Eh=0時，有利於形成難溶的硫化鎘，當水田落干時，CdS含氧化成CdSO4參與氧化––還原反應，增加水溶性。

另一方面，S2=氧化為硫酸，使pH降低，CdS溶解度增加。

(3)汞的遷移轉化

存在形態：①離子吸附，共價吸附的汞；②可溶性汞(HgCl2)；③難溶性汞(HgHOP4、HgCO3)

①吸附劑：腐殖質及無機膠體，粘土礦物對HgCl2的吸附力：伊利石＞蒙脫石＞高嶺石。

②氧化––還原狀況

❻ 土壤對人體有危害的重金屬元素主要有幾種

土壤重金屬是指由於人類活動將金屬加入到土壤中，致使土壤中重金屬明顯高於原生含量、並造成生態環境質量惡化的現象。重金屬是指比重等於或大於5.0的金屬，如Fe、Mn、Zn、Cd、Hg、Ni、Co等；As是一種准金屬，但由於其化學性質和環境行為與重金屬多有相似之處，故在討論重金屬時往往包括砷，有的則直接將其包括在重金屬范圍內。由於土壤中鐵和錳含量較高，因而一般認為它們不是土壤污染元素，但在強還原條件下，鐵和錳所引起的毒害亦引起足夠的重視。土壤一旦遭受重金屬污染就很難恢復，因而應特別關注Cd、Hg、Cr、Pb、Ni、Zn、Cu等對土壤的污染，這些元素在過量情況下有較大的生物毒性，並可通過食物鏈對人體健康帶來威脅。1、重金屬的土壤化學行為進入土壤中的重金屬的歸宿將由一系列復雜的化學反應和物理與生物過程所控制。雖然不同重金屬之間某些化學行為有相似之處，但它們並不存在完全的一致性。當它們加入土壤後，最初的可動性將在很大程度上依賴添加重金屬的形態，也就是說這將依賴於金屬的來源。在消化泥污中，與有機質相締合的金屬佔有相當大的比例，僅有一小部分以硫化物、磷酸鹽和氧化物而存在。熔煉廠的顆粒排放物含有金屬氧化物；燃燒石油時，鉛以溴代氯化物形式排出，但在大氣和土壤中容易轉化為硫酸鉛和含氧硫酸鉛。由於形態的不同，進入土壤中的金屬離子的形態和量也很不相同，並直接影響重金屬在土體的遷移、轉化及植物效應。在不同土壤條件下，包括土壤的重金屬類型、土地利用方式（水田、旱地、果園、林地、草場等），土壤的物理化學性狀（土壤的酸鹼度、氧化還原條件、吸附作用、絡合作用等）的影響，都能引起土壤中重金屬元素存在形態的差異，從而影響重金屬的轉化和作物對重金屬的吸收。1）土壤氧化-還原條件與重金屬的遷移轉化：土壤是一個氧化-還原體系，土壤水分狀況，土壤中有機質和硫的含量都處於動態變化之中。土壤中的氧化還原體系是一個由眾多無機的和有機的單質氧化-還原體系組成的復雜體系。在無機體系中，重要的有氧體系、鐵體系、硫體系和氫體系等。由起主導作用的決定電位體系控制。其中O2－H2O體系和硫體系在土壤氧化還原反應中作用明顯，對重金屬元素價態變化起重要作用。（1）O2－H2O體系：土壤中的氧主要來源於大氣。降水和灌溉水也可帶進以部分溶解氧。在水稻田中，稻根分泌的氧以及某些藻類光合作用放出的氧氣也是來源之一。（2）H2體系：在旱地土壤中氫氣是很少的，但在淹水狀態下的強烈還原狀態的土層中，往往有H2的積累。O2-H2O體系和H2體系是組成土壤氧化－還原體系的兩個極端體系，土壤中其它的氧化－還原體系則介於兩者之間。因此，這兩個體系就構成了土壤氧化-還原電位的上限和下限。（3）硫體系：土壤中的硫以無機和有機兩種形態存在，其含量一般在0.05%。在氧化條件下以硫酸鹽的形式存在；在還原條件下以硫化氫或金屬硫化物形式存在。金屬元素按其性質一般可以大致分為難溶性（氧化固定）元素和還原難溶性（還原固定）元素，例如，鐵、錳等屬於前者；鎘、銅、鋅、鉻則屬於後者。氧化-還原作用不僅會使重金屬元素還發生價態變化，而且還會使重金屬元素的形態發生變化。例如，在氧化還原電位低時（+100mv左右）砷酸鐵可還原成亞鐵形態，電位進一步降低，以致使砷還原為亞砷酸鹽，增強砷的移動性。相反，土壤中鐵、鋁組分的增加，又可能使水溶性砷轉化為不溶態砷。

❼ 我國不同土壤的特點分布

國土壤資源豐富、類型繁多，世界罕見。中國主要土壤發生類型可概括為紅壤、棕壤、褐土、黑土、栗鈣土、漠土、潮土（包括砂姜黑土）、灌淤土、水稻土、濕土（草甸、沼澤土）、鹽鹼土、岩性土和高山土等12系列。

紅壤系列
中國南方熱帶、亞熱帶地區的重要土壤資源，自南而北有磚紅壤、燥紅土（稀樹草原土）、赤紅壤（磚紅壤化紅壤）、紅壤和黃壤等類型。

磚紅壤
發育在熱帶雨林或季雨林下強富鋁化酸性土壤，在中國分布面積較小。海南島磚紅壤的分析資料表明：風化度很高，粘粒的二氧化硅／氧化鋁比值（以下同）低於1.5,粘土礦物含有較多的三水鋁礦、高嶺石和赤鐵礦，陽離子交換量很少，鹽基高度不飽和。

燥紅土
熱帶乾熱地區稀樹草原下形成的土壤，分布於海南島的西南部和雲南南部紅水河河谷等地，土壤富鋁化程度較低，土體或具石灰性反應。

赤紅壤
發育在南亞熱帶常綠闊葉林下，具有紅壤和磚紅壤某些性質的過渡性土壤。

紅壤和黃壤
均為中亞熱帶常綠闊葉林下生成的富鋁化酸性土壤，前者分布在干濕季變化明顯的地區，淀積層呈紅棕色或桔紅色,剖面下部有網紋和鐵錳結核,二氧化硅／氧化鋁比值為1.9～2.2，粘土礦物含有高嶺石、水雲母和三水鋁礦；後者分布在多雲霧，水濕條件較好的地區，以川、黔兩省為主，以土層潮濕、剖面中部形成黃色或蠟黃色淀積層為其特徵，粘土礦物含有較多的針鐵礦和褐鐵礦。
紅壤系列的土壤適於發展熱帶、亞熱帶經濟作物、果樹和林木，作物一年可二熟、乃至三熟、四熟，土壤生產潛力很大。目前尚有較大面積荒山、荒丘有待因地制宜加以改造利用。 棕壤系列 亦為中國東部濕潤地區發育在森林下的土壤，由南至北包括黃棕壤、棕壤、暗棕壤和漂灰土等土類。

黃棕壤
亞熱帶落葉闊葉林雜生常綠闊葉林下發育的弱富鋁化、粘化、酸性土壤，分布於長江下游，界於黃、紅壤和棕壤地帶之間，土壤性質兼有黃、紅壤和棕壤的某些特徵。

棕壤
主要分布於暖溫帶的遼東半島和山東半島,為夏綠闊葉林或針闊混交林下發育的中性至微酸性的土壤，特點是在腐殖質層以下具棕色的淀積粘化層，土壤礦物風化度不高，二氧化硅／氧化鋁比值3.0左右,粘土礦物以水雲母和蛭石為主，並有少量高嶺石和蒙脫石，鹽基接近飽和。

暗棕壤
又稱暗棕色森林土，是發育在溫帶針闊混交林或針葉林下的土壤，分布在東北地區的東部山地和丘陵，介於棕壤和漂灰土地帶之間，與棕壤的區別在於腐殖質累積作用較明顯，淋溶淀積過程更強烈，粘化層呈暗棕色，結構面上常見有暗色的腐殖質斑點和二氧化硅粉末。

漂灰土

過去稱為棕色泰加林土和灰化土，分布在大興安嶺中北部，是北溫帶針葉林下發育的土壤，亞表層具弱灰化或離鐵脫色的特徵，常出現漂白層，強酸性，鹽基高度不飽和，屬於生草灰化土和暗棕壤之間的過渡性土類，可認為是在地方性氣候和植被影響下的特殊土被。
棕壤系列土壤均為很重要的森林土壤資源。目前，不僅分布有較大面積的天然林可供採伐利用，為中國主要森林業生產基地；且大部分土壤，尤其是分布在丘陵平原上的黃棕壤和棕壤有很高的農用價值，多數已墾為農地和果園。

褐土系列
包括褐土、黑壚土和灰褐土，這類土壤在中性或鹼性環境中進行腐殖質的累積，石灰的淋溶和淀積作用較明顯，殘積一淀積粘化現象均有不同程度的表現。

褐土
又稱褐色森林土，分布於中國暖溫帶東部半濕潤、半乾旱地區，形成於中生夏綠林下，其特點為腐殖質層以下具褐色粘化層、風化度低，二氧化硅／氧化鋁比值3.0～3.5,含有較多水雲母和蛭石等粘土礦物,石灰聚積以假菌絲形狀出現在粘化層之下。
土 褐土經長期施用土類堆積覆蓋和耕作影響,在剖面上部形成厚達30～50厘米以上的熟化層，即變成 土。主要分布於陝西的關中地區。

黑壚土
以深厚的淡黑色壚土層而得名。首先形成於半乾旱草原植被下，後又經長期耕種熟化的土壤，主要分布在陝北、晉西和隴東一帶的黃土地區。

灰褐土
又稱灰褐色森林土，是分布在乾旱和半乾旱地區山地森林下的土壤，具暗棕色或淺褐色的粘化層，因石灰淋溶程度的不同又分灰褐土和淋溶灰褐土兩個亞類。
在利用上,褐土系列除灰褐土是重要的林用地外,其他土壤為中國北方的旱作地，搞好水土保持，是發展農業生產的重要措施。

黑土系列
中國溫帶森林草原和草原區的地帶性土壤，包括灰黑土（灰色森林土）、黑土、白漿土和黑鈣土。以強烈的腐殖質累積過程為特點。

灰黑土
又稱灰色森林土。處在濕潤的地區，以大興安嶺的西坡最為集中，植被為森林類型，林下草灌植物繁茂，生草過程較強，有機質累積量大，土壤具較明顯的淋溶作用和粘粒移動淀積現象。

黑土
土壤水分狀況較充沛，相對濕潤，植被為草原化草甸，當地稱「五花草塘」，土壤有機質的累積量較高，具有黑色而深厚的土層，腐殖質層厚達30～70厘米以上，底土常出現輕度潛育特徵。

白漿土
表層腐殖質層下具灰白色的白漿層而得名。分布在東北地區東部山間盆地和谷地，氣候濕潤，植被類型為喜濕性的淺根植物，土壤有機質累積量不及黑土，因有機質分解程度差，而常具泥炭化特徵，白漿土表層有機質的含量達8～10％,白漿層下質地多屬重壤土和粘土；白漿層質地相對較輕，鐵的淋失十分明顯，粘土礦物以水雲母為主，並有少量高嶺石和無定物質。

黑鈣土
分布在半乾旱地區，植被以草原類型為主，也有草甸草原植物，有機質的累積量小，分解強度較黑土大，腐殖質層一般厚約30～40厘米；石灰在土壤中淋溶淀積，常在60～90厘米處形成粉末狀或假菌狀的鈣積層，是黑鈣土區別於其他黑土的重要特徵。
黑土系列的土壤以東北地區分布的面積最廣，適於發展農、牧業和林業，特別是黑土、黑鈣土和白漿土是發展農業的重要對象，除已墾者外，尚有較大面積的荒地可供開墾，農業生產潛力巨大。

栗鈣土系列
包括栗鈣土、棕鈣土和灰鈣土，是中國北方分布范圍極廣的一些草原土壤。這類土壤均具有較明顯的腐殖質累積和石灰的淋溶一淀積過程，並多存在弱度的石膏化和鹽化過程。 栗鈣土 濕帶半乾旱地區乾草原下形成的土壤，表層為栗色或暗栗色的腐殖質量,厚度為25～45厘米,有機質含量多在1.5～4.0％；腐殖質層以下為含有多量灰白色斑狀或粉狀石灰的鈣積層，石灰含量達10～30％。中國栗鈣土土壤性質表現出明顯的地區差異。東部內蒙古高原的栗鈣土具少腐殖質、少鹽化、少鹼化和無石膏或深位石膏及弱粘化特點，而西部新疆地區在底土有數量不等的石膏和鹽分聚積，腐殖質的含量也相對較高，但土壤無鹼化和粘化現象。

棕鈣土
與栗鈣土相比較，其腐殖質累積過程更弱，而石灰的聚積過程則大為增強，鈣積層的位置在剖面中普遍升高，形成於溫帶荒漠草原環境，主要分布於內蒙古高原的中西部、鄂爾多斯高原的西部和准噶爾盆地的北部，是草原向荒漠過渡的地帶性土壤。

灰鈣土
其形成常與黃土母質相聯系，分布面積以黃土高原的西北部、河西走廊的東段和新疆的伊犁河谷最為集中，土壤剖面分化弱，發生層次不及栗鈣土、棕鈣土清晰，腐殖質層的基本色調為淺黃棕帶灰色，鈣積層不明顯,表層有機質含量0.5～3.0％,且下延較深，一般可達50～70厘米。
栗鈣土系列土壤是中國主要的牧業基地，也是重要的旱作農業區，需因地制宜實行農牧結合，改良草場和建立人工飼草料基地。

漠土系列
中國西北荒漠地區的重要土壤資源，包括灰漠土、灰棕漠土、棕漠土和龜裂土等，共同特徵是：具有多孔狀的荒漠結皮層，腐殖質含量低，石灰含量高，且表聚性強，石膏和易溶性鹽分在剖面不大的深度內聚積，存在較明顯的殘積粘化和鐵質染紅現象以及整個剖面的厚度較薄和石礫含量多（龜裂土和灰漠土除外）等。在成土過程中主要表現為鈣化作用（石灰聚積）、石膏化與鹽化作用、弱的鐵質化作用，同時風成作用相當明顯。

灰漠土
發育在溫帶荒漠邊緣細土物質上的土壤, 主要分布在新疆准噶爾盆地南部沖積平原和北部剝蝕高原、河西走廊的中、西段及阿拉善高原的東部。新疆灰漠土表層有機質含量在1.0％左右，腐殖質層極不明顯,石灰的最大含聊愫蒙達10～30％，聚層出現在20或30厘米以下，易溶性鹽含鹽最大的層次在40厘米以下，往往與石膏層相聯系,土壤礦物風化處於脫鉀階段,二氧化硅／氧化鋁比值4.0左右；粘土礦物以水雲母為主。

灰棕漠土
溫帶荒漠條件下和粗骨母質上發育的土壤，在西北佔有很大的面積，同灰漠土比較，腐殖質的累積作用更弱，幾無腐殖質層，表層有機質含量很少超過0.5％，且隨深度增加含量亦無多大變化，C/N比值很窄，多在4～7，但石灰的含量以表層或亞表層最高，且石膏的聚積較普遍，在10～40厘米處常形成小粒狀或纖維狀結晶的石膏層，石膏的最大含聊愫蒙達 30％以上。

棕漠土
暖溫帶半灌木－灌木荒漠下發育的土壤,廣布於新疆的南部和東部。這類土壤基本上是與石質漠境或戈壁相適應，與北非的石漠(或稱石膏荒漠和石膏殼)近似，但其乾旱程度更強，以致在土壤中出現氯化物的鹽層，成為世界荒漠土壤中罕見的現象。

龜裂土
發育較年輕的荒漠土壤,分布在溫帶和暖溫帶荒漠區的細土平原上，常受暫短地表水流的影響。但不具水成土的性質，地表平坦、堅硬，呈灰白色，被網狀裂紋切成不規則的多角形裂片，形似鑲嵌在地上的龜裂圖案，是其最具代表性的特徵。
漠土系列在利用上主要受制於細土物質含量的多少和灌溉水源的有無。目前，大部分用作牧地，僅有小部分墾為農田。

潮土、灌淤土系列
中國重要的農耕土壤資源，包括潮土、灌淤土、綠洲土。這類土壤是在長期耕作、施肥和灌溉的影響下所形成。在成土過程中，獲得了一系列新的屬性，使土壤有機質累積、土壤質地及層次排列、鹽分剖面分布，都起了很大變化。

潮土（包括砂姜黑土）
曾稱淺色草甸土，主要分布於黃淮海平原，遼河下游平原，長江中、下游平原及汾、渭谷地，以種植小麥、玉米、高粱和棉花為主。土壤剖面中沉積層次明顯，粘砂相間，地下水位較淺，土壤中、低層氧化還原交互進行，有明顯的銹紋斑及碳酸鹽分異與聚積。有些地區出現沼澤化和鹽漬化。
黃河淤積平原潮土的機械組成，老河床和天然堤上多為砂土，老河床兩側緩斜平地多為輕壤土，淺平窪地則為粘土。土壤有機質含量僅0.6～1％。碳酸鈣含量在6～8％，含鉀聊愫蒙達 2％左右，含磷量多在0.1～0.2％。其含鹽量一般不超過 0.1％；在窪地邊緣可達0.5～1％。土壤呈鹼性反應，pH值7.5～8.5。
潮土土層深厚，礦質養分豐富，有利於深根作物生長，但有機質、氮素和磷含量偏低，且易旱澇，局部地區有鹽漬化問題，亟待改良。

灌淤土
主要分布於銀川、內蒙古後套及遼西平原。灌淤層可厚達 1米以上，一般也可達30～70厘米。土壤剖面上下較均質，底部常見文化遺物。灌淤層下可見被埋藏的古老耕作表層。土壤的理化性質因地區不同而異。西遼河平原的灌淤土,質地較粘重,有機質含量約2～4％，鹽分含量，一般小於0.3％,不含石膏；河套地區的灌淤土，質地較砂松，有機質含量約1％，含鹽量較高。
灌淤土是中國半乾旱地區平原中的主要土壤，一年一熟，以春播作物為主，生長小麥、玉米、糜谷等。地下水位較淺，水源充沛；因排水條件較差，有次生鹽化現象，應注意灌排結合。

綠洲土
又稱灌漠土，主要分布於新疆及河西走廊的漠境地區的綠洲中，是乾旱地區的主要耕作土壤。灌溉淤積層甚至可厚達1.0～1.5米；在引用坎兒井灌溉地區,灌淤層不超過1米。這些厚層灌溉淤積層土壤層次分化不明顯,上部土層有機質含量一般在1～2％,下材愫蒙達0.5～0.7％。磷鉀含量均較豐。碳酸鈣含量一般在10－20％,且分布均勻。但易發生板結,有次生鹽化問題。採取灌溉與排水相結合，營造防風林帶與林網，合理輪作倒茬，多種綠肥、牧草，是提高肥力的主要途徑。
草甸、沼澤土系列 即濕土。為水成、半水成土壤類型。

草甸土
直接受地下水浸潤，在草甸植被覆蓋下發育而成。廣布於松嫩平原、三江平原，在內蒙古、新疆等地河流兩岸的泛濫平原、湖濱階地上，也有分布。
草甸土腐殖質含量一般較豐富，分布在東北地區的草甸土,暗色有機質層厚達1米以上，土壤底部常見二氧化硅粉末，土體中見銹色斑紋及鐵錳結核；在新疆地區的草甸土有機質層僅25厘米，常見大量石灰結核，並有鹽分累積。表層有機質含量約3～6％，甚或可高達10％。在1米深的土層中，其含量尚可達1％。在西北乾旱區有機質含量表層低於4％。在新疆、內蒙古的草甸土中,碳酸鈣含聊愫蒙達10％。
草甸土開墾後,表層土壤壘結性減低,較前疏鬆，有機質含量亦隨之下降。這類土壤肥力較高，養分也較豐，水分供應良好,是主要墾殖對象；亦為重要牧場基地,合理安排農、牧關系十分重要。

沼澤土
在長期積水或過濕情況下形成。廣布於中國東北三江平原及川西松潘草地。均有深厚的腐殖質層或泥炭層。
因土壤長期處於還原狀態，產生了明顯的潛育過程，形成充分分解的藍灰色潛育層。土壤結持力甚低。在表層有機質層或泥炭層與底層藍灰色潛育層間，尚可見大量銹斑或灰斑的土層，亦可見鐵錳結核。沼澤土中有機質含量常在5～25％，泥炭層可高達40％以上,有機質分解不充分，C/N比值寬。大都尚未充分利用。 水

稻土系列
在中國境內，主要分布在秦嶺—淮河一線以南，其中長江中、下游平原、珠江三角洲、四川盆地和台灣西部平原最為集中。
水稻土是耕種活動的產物。是由各種地帶性土壤、半水成土和水成土經水耕熟化培育而成，其形成過程是在季節性淹水灌溉、耕作、施肥等措施影響下，進行氧化還原交替過程、有機質的合成與分解、復鹽基作用與鹽基的淋溶，及粘粒的分解、聚積與遷移、淋失，使原來的土壤特徵受到不同程度的改變,使剖面發生分異,而形成特有的土壤形態、理化和生物特性。
水稻土的剖面結構包括下列層次:耕作層(A)、犁底層(P)、滲育層(W)、 淀積層(B)、淀積潛育層(Bg)及潛育層(G)。耕作層淹水時水分飽和, 呈半流泥糊狀或泥漿狀。排水落干後,呈包含有屑粒、碎塊的大塊狀結構,結構面見銹斑雜有植物殘體；犁底層較緊實，暗棕色的垂直結構發達，有銹紋和小鐵錳結核；滲育層由於水分滲透，鐵質淋洗強烈，顏色較淡；淀積層多呈棱塊狀結構，多銹紋、銹斑和鐵錳結核；淀積潛育層處在地下水變動范圍內,呈灰藍色,有較多的銹斑和銹紋結構不明顯；潛育層處於還原狀態，呈藍灰色結構。 水稻土大致可分為淹育、瀦育及潛育等三種類型。淹育型發育層段淺薄，屬初期發育的水稻土，底土仍見母土特性，如紅壤仍有紅色底層；瀦育型發育完整，具有完整的剖面結構；潛育型屬由潛育土或沼澤土發育而成。
水稻土是中國很重要的農業土壤資源，應根據土壤特性因地制宜加以改良，充分利用。

鹽鹼土系列 又可分為鹽土和鹼土。

鹽土
中國土壤中含可溶鹽較高的鹽土主要分布在北方乾旱、半乾旱地區，尤以內蒙古、寧夏、甘肅、清海和新疆為多。華北平原和汾、渭谷地也有零星分布。氣候乾旱、蒸發強烈、地勢低窪、含鹽地下水接近地表是鹽土形成的主要條件。鹽分累積的形態通常是地表出現白色鹽霜，作斑塊狀分布。含鹽量高的鹽土可出現鹽結皮厚度（小於3厘米）或鹽結殼（大於3厘米），在結皮或結殼以下為疏鬆的鹽與土的混合層，可由幾厘米到30～50厘米；甚或可見鹽結盤層。鹽分累積的特點是表聚性很強，逐漸向下鹽分遞減。沿海地帶鹽分累積特點是整層土體均含較高鹽分。
中國鹽土的鹽分組成甚為復雜。濱海地區的鹽土主要為氯化物鹽土；硫酸鹽鹽土則分布於新疆北部、甘肅河西走廊、寧夏銀川平原和內蒙古後套地區，但面積不大。而氯化物與硫酸鹽混合類型的鹽土，在中國鹽土中到處可見，以河北、內蒙古、寧夏、甘肅和新疆等省區最為集中。此外，東北松嫩平原、山西大同盆地等，在其鹽分組成中含有碳酸根，稱蘇打鹽土，鹼性特強，腐蝕植物根系，大部植物難以生長。
鹽土的改良應採取灌排、生物及耕作等綜合措施；種稻洗鹽也是改良鹽土的有效措施。

鹼土 在中國分布面積較小，大都零星分布於鹽土地區，特點是表層含鹽量一般不超過0.5％,但土壤溶液中普遍含有蘇打。在吸收復合體中（尤其是鹼化層）代換性鈉占代換總量20％以上；pH值可達 9.0或更高。土壤有機與無機部分高度分散,膠粒和腐殖質淋溶下移,使表土質地變輕，而膠粒聚積的鹼化層則相對粘重，有時形成柱狀結構，濕時膨脹泥濘，干時收縮板結，通透性與耕性均極差。過高的鹼度可以毒害植物根系，過多的交換性鈉可引起一系列不良的理化性質，對植物生長危害極大。
鹼土的形成與發育因地區而異，如松遼平原的鹼土是由於蘇打鹽土在脫鹽過程中，鈉離子進入土壤吸收復合體而形成的。華北平原的鹼土（當地稱瓦鹼）是由鹽化潮土或鹽土在脫鹽過程中,突出了土壤的鹼化特性,表層出現鹼殼。前者代換性鈉含量較高(7～10毫克當量／100克土)，鹼化度大都在20～40％；後者在質地較輕的土壤中僅1～2毫克當量/100克土,在粘重土壤中也僅5～7毫克當量／100克土，可能屬於初期形成的鹼土。鹼土的改良除上述水利及農業措施外，尚需採取施用石膏和磷石膏等化學改良措施。

岩性土系列
包括紫色土、石灰土、磷質石灰土、黃綿土（黃土性土）和風沙土。這類土壤性狀仍保持母岩或成土母質特徵。

紫色土
紫紅色岩層上發育的土壤。以四川盆地分布最廣，在南方諸省盆地中零星分布。紫色土有機質含量 1.0％左右，其發育程度較同地區的紅、黃壤為遲緩，尚不具脫硅富鋁化特徵，屬化學風化微弱的土壤，呈中性至微鹼性反應，pH值為7.5～8.5，石灰含量隨母質而異，鹽基飽和度達80～90％。紫色土礦質養分豐富，在四川盆地的丘陵地區中為較肥沃土壤，其農業利用價值很高。利用中需防止水土流失和注意蓄水灌溉、增施有機肥料、合理輪作等。 石灰（岩）土 發育在石灰岩上的岩成土。在中國熱帶和亞熱帶濕潤地區，凡有石灰岩出露之地均有分布，但主要分布於廣西、貴州和雲南境內。在石灰岩體出露的喀斯特地區多形成較為年幼的石灰(岩)土。石灰 (岩)土的植被多為喜鈣植物如蕨類、五節芒、白茅等。這類植物的有機質成為石灰土腐殖化作用的物質基礎。石灰（岩）土可分為黑色石灰土、棕色石灰土和紅色石灰土。①黑色石灰土，有機質含量豐富，呈良好團粒結構，土色暗黑，中性至鹼性反應(pH6.5～8.0)，土層厚薄不一。②棕色石灰土，常見於山麓坡地，色棕粘重，不均質石灰反應。③ 紅色石灰土，土色鮮紅，剖面上部多無石灰反應，表土pH6.5，心土7.0～7.5。 磷質石灰土 分布於中國南海的東沙、西沙、中沙和南沙群島。由於島嶼地處熱帶，大都由珊瑚礁構成。磷質石灰土即於珊瑚礁磐基礎上發育而成，成土母質為珊瑚灰岩或珊瑚、貝殼機械粉碎的細砂。在海島上的細砂表面聚積了大量富含磷質和有機質的海鳥糞，形成富含磷質的石灰性土壤。表層有機質含聊愫蒙高達12％以上，全磷量26～32％。成為富含有機質的天然磷肥資源。

黃綿土
又稱黃土性土壤，廣布於黃河中游丘陵地區。土壤色澤與母質層極相近,質地均勻,疏鬆多孔，耕性良好，有機質含量低，僅0.5％，礦質養分豐富。

風沙土
主要分布在中國北部的半乾旱、乾旱和極端乾旱地區。風沙土的特徵是成土作用經常受到風蝕和沙壓，很不穩定，致使成土過程十分微弱，土壤性狀與風沙堆積物無多大改變。隨沙地的自然固定和土壤形成階段的發展，由流動風沙土到半固定、固定風沙土，土壤有機質含量逐漸增加，說明只要增加肥分與水分，使植被逐步穩定生長，也能成為農林牧用地。

高山土系列 高山土壤是指青藏高原和與之類似海拔，高山垂直帶最上部，在森林郁閉線以上或無林高山帶的土壤。由於高山帶上凍結與溶化交替進行，土壤有機質腐殖化程度低,礦物質分解也很微弱,土層淺薄，粗骨性強，層次分異不明顯。因而將高山土壤作為獨特的系列劃分開來；有黑氈土(亞高山草甸土)、草氈土（高山草甸土）、巴嘎土（亞高山草原土）、莎嘎土（高山草原土）、高山漠土和高山寒漠土之分。

黑氈土
主要分布於青藏高原東部和東南部。腐殖質累積明顯，腐殖化程度相對較高，鹽基不飽和或飽和度低，pH5～8，為高原優良牧場，也是小麥等作物的高產土壤。

草氈土
分布於原面平緩山坡,土體一般較濕潤,密生高山矮草草甸。表層有厚3～5厘米至10厘米不等的草皮，根系交織似毛氈狀,輕韌而有彈性,地表常因凍融交互作用呈鱗片狀滑脫。腐殖質層厚9～20厘米，含量6～14％，作淺灰棕或暗灰色，剖面厚度30～40厘米。大都用作夏季牧場。

巴嘎土
主要分布於喜馬拉雅山北側的高原寬谷湖盆,植被屬於乾草原類型。土壤有機質含量有時可達3～10％，剖面下部礫石背面常有薄膜狀碳酸鈣累積。大部為牧地，植被稀疏，載畜量低。

莎嘎土
分布於羌塘高原東南部，西喜馬拉雅山的山前地帶。土體較乾燥，腐殖質累積過程減弱，且出現積鈣過程，土體富含礫石，表層草根較少，不形成連續草皮層，有機質含量約1.5～3％，碳酸鈣聚積明顯，最大可達10％以上。土壤均較沙質，有風沙危害，均為牧地。

高山漠土
又稱冷漠土。主要分布於西藏羌塘高原，山原平坦,植被低矮而稀疏，蓋度5～10％。土壤中有機質累積微弱，0.4～0.6％，鹽分0.5～1.6％，碳酸鈣累積明顯。地表見白色鹽霜及結皮，多孔,含礫石較多,亦見石膏新生體，其下為礫質母質層，此類土壤甚少利用，僅在低窪處積水後，可飼養羊群。

高山寒漠土
脫離冰川影響最晚,成土年齡最短的土壤。主要分布在青藏高原冰雪活動帶以下冰緣附近。土層淺薄，剖面分化不明顯，土表有微向上突起的融凍結殼，通體大部為粗骨性，土壤礦物分解度甚低，植被為殼狀地墊及耐寒的墊狀點地梅等

❽ 分析土壤有機質在提高酸性土壤+N、P+和+K+有效性的機理分別有何異同點。

摘要 氮（N）

❾ 簡述鎘的來源與形態

鎘是作為副產品從鋅礦石或硫鎘礦中提煉出來的。形態：銀白色有光澤的金屬。

熔點320.9℃，沸點765℃，密度8650 kg/m³;。有韌性和延展性。鎘在潮濕空氣中緩慢氧化並失去金屬光澤，加熱時表面形成棕色的氧化物層，若加熱至沸點以上，則會產生氧化鎘煙霧。高溫下鎘與鹵素反應激烈，形成鹵化鎘。

也可與硫直接化合，生成硫化鎘。鎘可溶於酸，但不溶於鹼。鎘的氧化態為+1、+2。氧化鎘和氫氧化鎘的溶解度都很小，它們溶於酸，但不溶於鹼。鎘可形成多種配離子，如Cd(NH3)、Cd(CN)、CdCl等。

(9)水稻土和旱地土壤鎘化學行為存在哪些異同點擴展閱讀

環境工程領域中的鎘絕大多數淡水的含鎘量低於1微克/升，海水中鎘的平均溶度為0.15微克/升。鎘的主要污染源是電鍍、采礦、冶煉、染料、電池和化學工業等排放的廢水。

環境監測中測定鎘的方法有：原子熒光光譜法、原子吸收分光光度法、雙硫腙分光光度法、陽極溶出伏安法和示波極譜法等。

鎘的化合物曾廣泛用於製造(黃色)顏料、塑料穩定劑、(電視映像管)熒光粉、殺蟲劑、殺菌劑、油漆等。

用於電鍍等。鎘氧化電位高，故可用作鐵、鋼、銅之保護膜，廣用於電鍍防腐上，但因其毒性大，這項用途有減縮趨勢。

❿ 化學肥力和有機肥料的有哪些異同點

有機肥料和化學肥料各有特點，概括起來主要有以下7點：

（l）有機肥料含有大量的有機質，具有明顯的改土培肥作用；化學肥料只能提供作物無機養分，長期施用會對土壤造成不良影響，使土壤「越種越饞」。

（2）有機肥料含有多種養分，所含養分全面平衡；而化肥所含養分種類單一，長期施用容易造成土壤和食品中的養分不平衡。

（3）有機肥料養分含量低，需要大量施用，而化學肥料養分含量高，施用量少。

（4）有機肥料肥效時間長；化學肥料肥效期短而猛，容易造成養分流失，污染環境。

（5）有機肥料來源於自然，肥料中沒有任何化學合成物質，長期施用可以改善農產品品質；化學肥料屬純化學合成物質，施用不當能降低農產品品質。

（6）有機肥料在生產加工過程中，只要經過充分的腐熟處理，施用後便可提高作物的抗旱、抗病、抗蟲能力，減少農葯的使用量；長期施用化肥，由於降低了植物的免疫力，往往需要大量的化學農葯維持作物生長，容易造成食品中有害物質增加。

（7）有機肥料中含有大量的有益微生物，可以促進土壤中的生物轉化過程，有利於土壤肥力的不斷提高；長期大量施用化學肥料可抑制土壤微生物的活動，導致土壤的自動調節能力下降。

看來長期實用有機肥還是有好處的，無論是從農業的角度出發還是從農民的產量出發，應多多使用有機肥。