土壤缺氧的原因范文篇1

（一）水对蔬菜生长发育的影响

1．水是蔬菜的重要组成部分蔬菜是含水量很高的作物，如大白菜、甘蓝、芹菜和茼蒿等蔬菜的含水量均达93%～96%，成熟的种子含水量也占10%～15%。任何作物都是由无数细胞组成，每个细胞由细胞壁、原生质和细胞核三部分构成。只有当原生质含有80%～90%以上水分时，细胞才能保持一定的膨压，使作物具有一定形态，维持正常的生理代谢。

2．水是蔬菜生长的重要原料和其他作物一样，蔬菜的新陈代谢是蔬菜生命的基本特征之一，有机体在生命活动中不断地与周围环境进行物质和能量的交换。

土壤缺氧的原因范文

关键词：农村生活污水；土壤沟槽；COD污染物

中图分类号：X703.1

文献标识码：A文章编号：16749944（2017）12006104

1农村生活污水处理的常用技术

随着经济的发展和社会的进步，农村生活中厨房、洗涤、洗浴等产生的污水排放总量和污染物含量呈明显增加趋势[1，2]。农村生活污水中含有机物质、氮、磷营养物质、悬浮物等污染成分[3]。若不予处理直接排放至河流、湖泊，将严重污染受纳水体及周边生态环境，对整个农村及周边溪流、水库等地表水环境产生严重污染[2，3]。因此，迫切需要对农村生活污水进行处理，但由于农村地区技术经济基础薄弱，缺少资金和专业的管理操作人员[3]，因此，运行成本、投资成本以及运行维护管理成为污水处理工艺选择时的重点[1，3，4]。

目前，农村生活污水处理技术主要分为自然生态处理工艺和污水一体化处理装置两大类[4]。自然生态处理工艺包括稳定塘、人工湿地、土壤沟槽系统等，技术比较成熟，投资及运行成本较低；污水一体化处理装置的工艺包括A/O、A2O、MBR、接触氧化池、生物滤池等在城镇污水处理领域应用广泛，技术相对成熟，自控性较高，处理效果好，但投资及运行成本较高，运行和维护管理较复杂。由表1可知，土壤沟槽处理技术具有处理效果好，出水水质稳定，耐冲击负荷，投资水平低，运行成本低，无需运行管理和维护保养，无二次污染，可美化景观等优点。因此，该技术成为农村污水处理的研究热点。

2土壤沟槽处理技术原理

土壤沟槽处理技术是一种基于自然生态原理的人工强化污水处理技术。土壤沟槽系统内装载有砂、土壤等构成的介质处理层，利用处理层的毛细渗透作用，使污水向四周扩散，通过物理过滤、物理吸附与沉积、污水中的污染组分与复合材料中有关组分的理化反应、微生物对有机物的降解作用以及植物对有关组分的利用等过程，使污水得到净化。

2.1污染物的去除机理

2.1.1COD的去除机理

污水中的COD污染物，通过物理过滤、物理吸附与沉积、化学吸附与反应从污水中转移到土壤沟槽系统中，之后主要通过好氧微生物、厌氧微生物的作用下，转化为简单的无机盐、水和CO2，实现矿化，得以去除。

2.1.2氮的去除机理

土壤渗滤系统对氮的去除主要是通过微生物的氨化、硝化与反硝化作用实现的。土壤中的硝化作用主要发生在系统的表层，约150mm，实现了氨氮的去除。总氮的去除主要集中在上层、中层。在系统底层300mm范围内总氮含量基本维持不变[12]。氮的去除过程中，氧气存在与否成为除氮的关键。为此，要保证系统形成好氧与缺氧调节，系统中处理层的厚度不超过1m；可在土壤沟槽系统进水前端增加了复氧环节，也可采用间歇运行方式，强化复氧，提高系统的硝化能力，提高氮的去除效率。

2.1.3磷的去除机理

除磷的方法主要有化学除磷和生物除磷两种方式。土壤沟槽系统中磷的去除主要是通过化学除磷实现的。化学除磷的去除效果主要取决于土壤的化学成分，土壤中的一些金属以及非金属的离子有利于磷的去除，比如钙离子具有较高的吸附磷的能力，钙离子与磷元素形成磷酸钙，使得磷元素从液相进入固相，因此，含钙较多的土壤除磷效果更好。生物除磷是通过微生物的新陈代谢摄入磷然后再释放的过程实现除磷。但在土壤渗滤系统中，生物作用仅起到形态转换的作用，使得磷的形态发生改变，易于通过物理截留和化学反应得以去除[12]。影响磷的去除的因素很多，较高的pH值、较低的温度、较高的氧化还原电位均有利于磷的去除，钙离子、铝离子、铁离子等对磷都具有很好的效果。但各地土壤的物理化学特性不同，而且土壤中吸附磷的铝、铁、钙等盐离子具有吸附饱和性，所以会出现磷穿透的现象。因此，为了达到稳定除磷的目的，在土壤渗滤系统中添加有助于去除磷的物质如铁、铝、钙盐等，以强化除磷，保证处理出水满足排放标准要求。

2.1.4悬浮物的去除机理

污水中的悬浮固体通过物理截留、吸附、化学反应、微生物作用，原生动物吞噬等作用得以去除。无机悬浮物体一般通过物理过滤、截留、吸附和化学反应而留在土壤沟槽处理系统中，并在相对稳定的条件下不再发生变化。有机悬浮固体在土壤渗滤系统中，会通过好氧、兼氧、厌氧微生物的作用得到分解进而实现矿化，部分有机悬浮物体还可以被原生动物、线虫等直接吞噬，被植物根系或真菌吸附吸收得以去除[9]。

2.2土壤沟槽系统的微生物学特性

在土壤沟槽系统中生长着大量的细菌、放线菌、真菌、原生动物、后生动物等。其中，表层土壤中β|变形菌纲占到约40%左右，很多好氧或兼性细菌属于β|变形菌[10]。变形菌门细菌很多有固氮和吸附氮的功能，所以能吸附污水中的氮，并进一步转化进行彻底矿化。在40cm与70cm深度的土壤基|中，主要菌种为芽孢杆菌纲和放线菌纲，占比约为50%，还含有α|变形菌纲、β|变形菌纲、γ|变形菌纲，以及嗜酸菌纲[10]。芽孢杆菌属可以分泌大量的酶，对淀粉类的物质降解能力很强。说明土壤渗滤系统中存在好氧、缺氧、厌氧3种菌。嗜酸菌纲对维持系统的酸碱平衡具有重要作用，保证系统出水水质维持中性。

2.3土壤沟槽处理技术的影响因素

2.3.1填料

土壤沟槽系统的填料是其核心组成部分，是去除污染物的主体部件，显著影响系统的水力负荷、去除效果和稳定性，以及是否会发生堵塞，可见，填料的选择决定了系统的成败。填料的成分、物理化学性质、结构、渗透系数等是填料选择的重要参数。系统渗透系数大，可增大水力负荷，减少占地面积，但渗透系数过大，会缩短水利停留时间，影响出水水质[11]。

2.3.2水力负荷

土壤沟槽系统水力负荷增大对COD、BOD5、NH3-N、TN、TP的去除率影响不大，但对系统的饱和渗透系数影响显著，随着水力负荷的增大，饱和渗透系数明显下降[12]，这是由于污染物总量增加，导致吸附的污染物和快速繁殖的微生物堵塞系统填料空隙，使得系统透水能力下降，易引发系统堵塞的发生。

2.3.3有机负荷

土壤沟槽系统对进水的有机负荷有很大的缓冲能力，进水COD浓度波动较大时，出水COD浓度保持稳定[13，17]。但有机负荷增大，会促进微生物的大量繁殖，堵塞填料空隙，使得饱和渗透系数下降，严重时甚至因其系统堵塞。

2.3.4溶解氧

在系统调试期，增大污水中的溶解氧，有利于好氧微生物的驯化培养，可缩短调试周期[16]。在系统运行期，污水中的溶解氧含量可提高污染物的去除效果，提高出水稳定性。增大污水的溶解氧含量，可显著提高氨氮的去除效果和稳定性，这是由于氨氮的去除需要硝化和反硝化作用，而硝化过程是需要硝化细菌在有氧条件下的将氨氮转化为亚硝态氮和硝态氮。但溶解氧过大，也会抑制反硝化菌在无氧或缺氧条件下反硝化作用，从而降低TN的去除率[10，12]。

2.3.5温度

土壤沟槽处理系统去除污染物主要是依靠微生物的作用，微生物作用受温度影响较大。微生物都具有最适温度范围，超过这个范围，温度过高会使微生物处于受抑制状态甚至死亡，温度过低会使大部分微生物的新陈代谢作用受到抑制。温度过高或过低时仅少量嗜高温菌或嗜低温菌具有较高的活性，降低了污水的处理效果。寒冷地区，对土壤渗滤系统进行保温是是否必要的，以减少冬季时的低温对处理效果的不利影响。

2.3.6运行方式

土壤沟槽系统采用间歇方式运行时，具有两方面的好处：一是有利于系统表层的复氧，形成好氧环境，有利于好氧菌的生长和繁殖，显著提高氨氮的去除率。二是防止系统堵塞。系统停止进水期间，有利于减轻生物堵塞，恢复系统渗透系数，提高系统透水性能的长期稳定性。但落干时间太长，会破坏系统内部的生物群落[14]。

2.4土壤沟槽处理系统的堵塞问题及对策

堵塞问题已成为限制土壤沟槽系统技术应用的瓶颈，在土壤沟槽系统运行过程中，由于物理、化学以及生物的共同作用，使得土壤的空隙率变小，严重时出现堵塞，甚至系统表面发生溢流现象。土壤沟槽系统堵塞的主要原因可分为物理堵塞和生物堵塞。污水的悬浮固体是造成系统物理堵塞的主要元凶。悬浮固体堵塞土壤中的空隙，致使系统渗透率降低，渗滤过程阻力增大，导致系统堵塞。生物堵塞是指土壤沟槽系统中的微生物在分解污水中的污染物质的过程中，自身体积增大，数量增多，并且代谢过程中可能生成胞外聚合物，堵塞土壤空隙。对于生物堵塞，可采用间歇运行方式解决[10，12]。当系统处于停止配水时，土壤中的微生物处于内源呼吸状态，形成芽孢或其他休眠体，消耗内在储存的物质，使得微生物自身体积和菌胶团体积减小，释放空隙。由于污水中存在较多的污染物，为土壤中的细菌提供了富足的营养，所以表层土壤中微生物处于对数增长期，由于微生物的过度生长使得土壤中的细菌增多。根据研究显示，物理堵塞和生物堵塞都主要发生在配水层与土壤层的分界处，也就是浅表层。随着深度的增加，物理堵塞将会大大减小。但系统内的微生物量最终会达到动态平衡，因此，微生物增长造成的堵塞不会像物理堵塞那样持续增加，所以，相较于物理堵塞，生物堵塞对系统堵塞的贡献相对小些，有时甚至可以忽略不计[15]。

2.5土壤沟槽处理系统的特点

处理效果好，出水稳定：抗堵塞土壤沟槽处理技术处理生活污水的处理效果好，耐冲击负荷，出水稳定达标[16]。处理出水水质稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）的一级B排放标准。

节能：该技术在地势条件允许的条件下，可在无动力条件下，利用污水重力自流进入处理场地，在不消耗任何电能的情况下，使污水达到符合环保要求的处理。当无地势条件，在运行时，仅采用1台水泵，可使出水达标。

构建成本低：可节约昂贵的污水管网收集与输送费用，其设施成本仅相当于普通生物法污水处理厂建设费用1/3～1/2。

污泥产生量极少：主体处理设施（渗滤系统）没有污泥产生[16]；污泥仅为厌氧池的少量沉渣。

无臭味，不滋生蚊虫[16]，无环境污染问题。

维护方便：系统基本上不需专人管理，日常维护、管理工作量很少。

设施运行稳定：设施对污水的处理效果好，运行稳定，出水能优于一级B排放标准，且具有良好的脱氮除磷效能。

设施美观：处理设施浅埋于地下（约1.0m），地表可种植草坪以及一些浅根系的经济作物和观赏性植物；还可作为人们的活动休息场地。

3几种土壤沟槽系统填料组分及其处理效果

USEPA（1991）建议纯土壤填料的土壤沟槽系统的水力负荷不宜超过土壤饱和渗透系数的10%，一般在1.0～4.0cm/d左右[16]。因此，为了提高水力负荷，通过改变土壤沟槽系统填料的配方，改变填料结构，提高系统饱和渗透系数，增大水力负荷。表2中列举了几种土壤沟槽系统填料及其处理效果。从表2可知，土壤沟槽处理系统的填料对CODCr、NH3-N、TN、TP的去除效果和水力负荷影响很大。复合填料以及分层填料可提高污染物去除效果，也可提高水力负荷。可见，土壤沟槽系统填料的选择和投配方式是系统成败的关键。

工程进水为浙江省某乡村农村生活污水，经格栅自流进入调节池，污水经水泵提升至厌氧池，经砂滤后自流到土壤沟槽系统。土壤沟槽系统自上至下由三层组成。第一层为配水层，穿孔配水管置于砾石和粗砂中，穿孔配水管实现一级配水，砾石和粗砂实现二级配水，通过两级配水实现均匀配水的目的。第二层为填料层，填充由土壤、砂、高分子聚氨酯材料，铁矿石，麸皮等复配的填料。高分子聚氨酯材料具有轻质、多孔、耐腐蚀、持水性好的特性。高分子聚氨酯材料和砂的添加可增加系y的空隙率和渗透率，防止堵塞的发生。高分子聚氨酯材料的添加还具有增加微生物活性的作用，给微生物提供良好的栖息地。铁矿石的添加起到强化除磷的作用。麸皮在系统启动阶段有利于微生物的繁殖，促进系统形成稳定的微生物群落。填料层是微生物的栖息地，通过微生物作用、物理截留、化学反应、离子交换等作用实现对污水中COD、氮、磷等污染物质的去除，使得出水达标。填料层是系统实现污染去除的主体部分。第三层为排水层，由砾石和粗砂组成，实现处理后污水的收集和排出作用。

处理设施由格栅、调节池、厌氧池、砂滤、土壤沟槽系统、排水井等组成，构筑物均为钢筋混凝土结构。格栅与调节池合建，设在调节池进水口处，设置一道粗格栅。调节池内设置2台水泵，1备1用。厌氧池水力停留时间为24h，利用厌氧微生物的作用，对污水中的有机物进行部分分解，降低有机负荷，增加污水中速养分的含量。厌氧池出水端设置砂滤，填充砾石和粗砂，去除对污水中的悬浮物，水流方向为向下流，采用人工清掏方式去除表层的截留的漂浮物。土壤沟槽系统承接砂滤出水，土壤沟槽系统设置2座，单座面积为70m2，配水层厚度为20cm，填料层厚度为70cm，排水层厚度为20cm，水力负荷为25cm/d。处理后出水经排水井排放。

本工程于2016年7月建成并投入使用。工程运行费用仅为电费，折算到吨水运行成本为0.07元/m3。2016年8～9月对系统出水进行了监测，出水CODCr、NH3-N、TN、TP均能达到《城镇污水处理厂污染物综合排放标准》（GB18918-2002）的一级B标准。出水CODCr、NH3-N、TN、TP平均浓度分别为28.5、1.9、6.4、0.2mg/L。

5结语

土壤沟槽系统处理农村生活污水，对COD、NH3-N、TN、TP都具有良好的去除效果，出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）的一级B排放标准。但土壤沟槽系统的填料和水力负荷是该技术的关键，对处理效果和系统渗透系数影响极大，不当填料配方和水力负荷可能会导致渗透系数急剧下降，严重时甚至出现堵塞。土壤沟槽系统动力消耗少，操作管理要求低，适于在农村地区生活污水处理领域工程中推广应用。

参考文献：

[1]

叶亮.农村生活污水收集与处理技术现状及进展[J].环境工程，2016（6）：163～164.

[2]胡红旗，杨勇，胡红斌，等.两种高效农村生活污水处理技术的实际应用分析[J].黑龙江环境通报，2016，40（1）：20～24.

[3]冯宁，苏雷，李亚峰，等.农村生活污水处理技术与发展趋势[J].节能，2016，35（8）：53～55.

[4]申国泽，唐志坚，邓非凡，等.农村生活污水处理工艺优选方法研究[J].环境工程，2016，34（6）：10～13，45.

[5]金树权，周金波，李洋，等.AO一体化工艺处理农村生活污水效果分析研究[J].宁波农业科技，2016（1）：15～17.

[6]周G欣，刘宏，王志，等.人工湿地处理农村生活污水存在问题及对策研究[J].文摘版：工程技术（建筑），2016（5）：171，181.

[7]沈琴琴，宋颖，钟永梅，等.厌氧-潜流型人工湿地处理农村生活污水工程实例效果分析[J].浙江农业科学，2016，57（7）：1100～1104，1111.

[8]刘洪涛，韩长胜.一个农村生活污水处理的典型案例[J].水科学与工程技术，2016（1）：6～8.

[9]封丹.土壤沟槽系统去除生活污水总氮的研究[D].南昌：江西理工大学，2009.

[10]聂俊英.改良的地下渗滤系统处理污水及相关机理研究[D].上海：上海交通大学，2011.

[11]卢会霞，孙红文，傅学起.土壤沟槽系统处理生活污水的研究[C]∥中国环境学会.农村污水处理及资源化利用学术研讨会论文集.北京：环境出版社，2008（10）：34～36.

[12]林克明.化粪池出水的土壤沟槽处理技术研究[D].上海：上海交通大学，2009.

[13]赖兰萍.土壤沟槽系统处理村镇生活污水的实验研究[D].南昌：江西理工大学，2008.

[14]徐华亭，刘慧，张银新，等.土壤沟槽系统对造纸废水深度处理的研究[J].辽宁化工，2011，40（5）：464～465.

[15]何江涛，马振民，张金炳，等.污水渗滤土地处理系统中的堵塞问题[J].中国环境科学，2003，23（1）：85～89.

土壤缺氧的原因范文篇3

1芝麻种植条件与需肥规律

1.1芝麻适宜种植的土壤条件

芝麻最适于种植在肥力中等、排水良好的土壤上。结构和通气状况良好的土壤有利于芝麻的生长,一般以砂质壤土最适合。安徽省芝麻产区种植面积较大的土壤类型为潮土、砂姜黑土、黄褐土和黄棕壤,其中潮土和黄棕壤土种发育较好,土体厚度适中,适种性广,易耕、耙,施肥见效快,土壤养分稳定,易获得较高的产量,而砂姜黑土和黄褐土质地黏重,结构不良,适耕性差,除钾素外,总体上养分缺乏,对芝麻产量有一定影响。另外,芝麻对土壤盐分也相当敏感,盐渍土、沼泽地、涝洼地绝对不适于种植芝麻。

1.2芝麻需肥规律

芝麻生育期短,需肥量多而集中,一般每构成1kg种子产量,需要氮、磷、钾分别为0.094、0.025、0.102kg。芝麻在出苗至苗期结束(六叶期)期间吸收的氮、磷量很小;六叶期至花期为吸氮高峰期,吸氮量占总量的60%左右,而吸磷量占总吸磷量的30%;花期开始至成熟期的吸氮量占总量的40%左右,而吸磷量高达总量的70%。芝麻吸收钾素主要是在苗六叶期至封顶期之间,成熟期几乎不再吸收钾,所以钾肥应作底肥施用。

2芝麻施肥技术

芝麻的高产施肥,既要满足芝麻在不同生育期对氮、磷和钾的需求及恰当的比例,又要满足芝麻对各种微量元素的需求。因此,最好采用氮、磷、钾和微量元素肥料配合,根际、根外施肥相结合的办法进行科学施肥,以满足芝麻对肥料的需要。安徽省芝麻施肥应遵循“施足底肥,适时追肥和叶面喷肥”的原则。研究表明,不同土壤类型基础产量也不同,因此施肥比例也有差异。红壤旱地,纯氮、五氧化二磷、氧化钾的最佳摩尔比为43∶37∶20。李中秀等人认为在江西红壤纯氮120kg/hm2、五氧化二磷45kg/hm2、氧化钾225kg/hm2可获得最高产量。杨涛认为砂姜黑土区,中等肥力的地块,适宜施肥量为:施纯氮150kg/hm2、五氧化二磷60～90kg/hm2、氧化钾90kg/hm2左右,折合尿素330kg/hm2、磷酸二铵130～195kg/hm2、氯化钾150kg/hm2。

2.1施足底肥

施足底肥是提高土壤肥力,促进壮苗早发,奠定高产稳产的重要保证。底肥最好以优质农家肥、绿肥为主,其施用量应占总施肥量的50%以上。也可采用饼肥、化肥作底肥,配合适量氮、磷、钾肥和多元微肥,播前结合整地翻埋土中。一般施用有机肥15~45t/hm2,过磷酸钙450~525kg/hm2,钾肥60~75kg/hm2,尿素60~75kg/hm2或碳酸氢铵225kg/hm2左右。另外,可补施硫酸锌15kg/hm2,硼砂3kg/hm2。

也可直接以相应含量复合肥或其他化肥作底肥。施肥标准为:一般单产1125~1500kg/hm2的田块,施氮磷钾三元复合肥(15-15-15)300~450kg/hm2,硫酸钾15kg/hm2,硼肥7.5kg/hm2,在播种时施入土壤。因为芝麻虽根系发达,入土很深,但大量侧根分布于地表15cm耕层之中,所以底肥不宜施太深。

2.2稍施种肥

芝麻幼苗根系嫩弱,吸收养分的能力差,而芝麻种子又小,可提供的养分少。因此,施用种肥是不可缺少的增产环节。芝麻种肥一般用饼肥75.0~112.5kg/hm2,尿素15.0~37.5kg/hm2与腐熟的土杂肥7.5t/hm2混匀,条施于播种沟内即可。

2.3适时追肥

芝麻植株高大,生长后期靠底肥难以满足其生长发育需要,尤其对不施或少施底肥的地块及岗坡薄地,追肥更为重要。研究表明,芝麻干物质积累随着时间的推移不断增加,开花至封顶阶段(约1/3的生育时间)干物质的累积量占总累积量的75.1%~81.5%。追肥可以促使干物质的增加,特别是在芝麻中后期。

芝麻追肥的原则是苗期早施、现蕾期或初花期着重追肥、中后期喷施叶面肥。底肥充足、幼苗健壮的苗,可不追苗肥;如土壤瘠薄,底肥不足或播期过晚应尽早追提苗肥,一般追尿素45~75kg/hm2。现蕾至初花期,植株生长速度加快,养分消耗增多,这一阶段追肥能够促进植株茎杆健壮生长,增加蒴果数。可根据芝麻生长情况,追施尿素112.5~150.0kg/hm2。磷、钾肥不足的地块,追施多元复合肥112.5~187.5kg/hm2,增产效果较好。前期施肥较足的田块,可不追肥或少追肥。前期追肥适当增加氮肥,后期适当增加磷肥。

芝麻追肥应与中耕、抗旱等田间管理工作结合,采取开沟条施和穴施为最好。如劳力紧张,追施肥料最好在雨前、叶片无露水时撒在播种行内,切忌雨后将肥料撒在叶面上,这样撒下的肥料会烧坏叶片。追肥以尿素或三元复合肥为宜。

2.4辅助喷施叶面肥

土壤中铁、锰、钴、锌、钼、硼等微量元素如果表现出潜在缺乏,就会出现相应的症状,比如缺硼的条件下,芝麻植株矮小,下部叶片增厚、倒卷,严重时植株生长受阻,顶端坏死。此时补施硼肥能提高芝麻抗病能力,减轻病害,促进芝麻生长发育,提高芝麻含油量,增加其单株蒴果数、有效蒴粒数和千粒重,从而提高芝麻产量,改善芝麻品质。但如果芝麻吸硼过量就会抑制生长甚至中毒致死。研究表明,淮北平原和长江中下游地区的砂姜黑土、黄棕壤及黄潮土,芝麻施硼增产幅度为1.1%~33.7%,平均增产13.1%,其中底施硼肥平均增产10.8%,喷施平均增产17.8%。

微肥最佳施用方式为喷施,一方面是因为芝麻叶片大,茎和叶的表面密生茸毛,还有很多较大的气孔,能够粘附和吸收较多的肥料溶液。另一方面,叶面喷肥可避免微肥直接施入土壤后被土壤固定,可较好地补充中、后期植株养分不足,增加单株蒴果数和粒重,保持绿叶有较长时间的光合作用。

微肥最佳施用时期是苗期、蕾期和花期。喷施微肥一般选用0.2%的浓度,隔5~10d喷1次,连续喷2~3次。各地还可根据测土结果选用硼砂、硫酸锌和硫酸锰进行叶面喷施。芝麻喷施叶面肥一般应选择晴天9~11时或17~19时较宜。早晨喷肥,露水未干,叶片吸附力弱;中午气温高日照强,蒸发快,喷施效果差。若喷施后未过3h下雨,应在天晴时重喷1次。

3芝麻生长与水分的关系

3.1芝麻生长对水分的要求

芝麻根系浅,稍耐旱。但忌渍害,农谚有芝麻“天旱收一半,雨涝不见面”的说法。这说明长期的干旱胁迫会抑制芝麻生长发育,引起减产,土壤渍水会导致颗粒无收。因此,只有保持土壤适宜水分,芝麻才能很好地生长发育。在伏旱或秋旱持续数日情况下,如果10时左右看到芝麻植株上部花蕾脱落、叶片出现萎蔫,当下午高温过去后,叶片又逐渐恢复现象出现时,应立即组织灌水。

3.2水分对芝麻生长的影响

水是连接植物与土壤的媒介,土壤养分均以水溶态的形式运输到植物体内的。充足的水分有利于充分溶解土壤中营养元素,所以水分是肥效发挥好坏的重要限制因子。氮、钾、水三因素对芝麻的增产效应最大的为水分因子。水分是氮、钾二因子协调发挥作用的重要限制因素,在供水充足的情况下,适当地提高氮、钾肥的用量,可增加产量。研究证明,水、肥合理配比增产效应大于它们各自的单因素和二因素效应。

减少土壤中的水分就会明显减少新鲜和烘干芝麻的蛋白含量,导致芝麻体内出现抗异性蛋白,同时增加叶和根中的超氧化物歧化酶、过氧化物酶和ppo活性。土壤渍水,会导致芝麻根部运输能力降低,有氧呼吸减弱,无氧呼吸增加,从而产生大量毒素,抑制芝麻生长。此外,潮湿的环境更易滋生微生物,会引起芝麻大面积暴发茎点枯病、枯萎病等。国外有研究表明,1.915t/hm2的灌水量可使芝麻(品种为kcp3)取得最高产量。对国内芝麻来说,获得高产的氮、钾、水的最佳施用方案为:浇水量为380.6~405.5mm;五氧化二磷施用量为45.0kg/hm2,氮施用量为70.0~95.0kg/hm2,氧化钾的施用量为77.4~101.6kg/hm2。

4芝麻的灌溉方法

灌溉的方法有沟灌、喷灌和滴灌,切忌漫灌。最普遍的灌溉方式为沟灌和喷灌。

4.1沟灌

水引入畦沟,进行浸润性灌溉,畦沟有明水,畦面无明水;水从高处顺沟往下流,用草把子堵畦沟,分段灌溉;结合人工浇水,防止漏灌和灌水不匀;最后灌到低处时,畦面渗透,使水慢慢渗透到耕层内的土壤中。这样,沟无明显的大量渍水,不易出现渍害反应,又可节约用水。

4.2喷灌

可采用叶面和根部喷浇2种方法。其优点是:用水少,喷水匀,且叶面喷水,充分发挥根、茎、叶的吸收作用,可使冠层起到降温、加湿、改善小气候的作用。喷灌成本虽然略高,但可节水灌溉。

4.3灌溉时间

最好在17时以后,以避开高温灌水对芝麻生长的不利影响。灌溉前做好工具和水源的准备工作;灌完后,一定要清沟,以免积水造成渍害,下雨之前不灌,以免灌水、雨水造成危害。水顺沟流时或辅助浇水时不可碰伤芝麻,并防止泥水浇到嫩叶上。

土壤缺氧的原因范文篇4

1.1地表淹水或土壤水饱和持续历时阈值（D阈值）研究

1.1.1湿地上界处“D阈值”研究根据NTCHS湿地土壤定义[10]，形成湿地土壤所需的D阈值即从土壤水饱和开始到厌氧环境形成的时滞（时间滞后的简称，指一行为从启动到产生结果的时间段，确定D阈值的这个标准简称为“厌氧标准”）。厌氧环境的形成不仅有赖于土壤的湿度，也与温度、土壤有机质、微生物与有机质种类和数量、不同水源补给的溶解氧含量、pH及其他环境因素的变化有关，因而不同区类（不同自然地理区、不同类型）的湿地从土壤水饱和开始至形成厌氧环境的时滞各不相同。例如，Hudnall和Szogi[21]的研究发现，某些自然土壤在6、7月间的暴雨后几乎马上就形成了厌氧环境。Tiner[22]的研究发现，有些土壤中厌氧环境的形成只需1～2d时间。Larson等[23]的研究表明，有机质含量高的渍水土壤，在洪泛后2～3d内就可形成厌氧环境。加利福利亚大多数地区的土壤从水饱和开始到厌氧环境形成的历时约7d[11]，而在南加利福利亚水饱和持续至少30d才能形成厌氧环境[24]。Faulkner等[25]的研究发现，不同类型的土壤，厌氧环境形成的时滞为7～14d，有的多达28d。因此，不存在适用于所有区类湿地的、唯一确定的D阈值，不能将从某区类湿地研究得出的D阈值应用到其他区类的湿地中[1-5,17,20]。USACE(U.S.ArmyCorpsofEngineers)和EPA(theEnvironmentalProtectionAgency)认为，形成湿地植被所需的D阈值的确定应以“支持以适生于土壤水饱和环境下的植物占优势的植物群落”为原则[2-3,20,26]，但USACE和EPA并没有以此原则确定湿地植被上界的D阈值。目前湿地上界处D阈值的确定都是以“厌氧标准”为原则。

1.1.2湿地下界“D阈值”研究湿地土壤和湿地植被下界位于常年淹水区中，D为常数，湿地下界处水文阈值主要为S阈值问题。

1.2“淹埋深-历时”阈值（（S,D）阈值）发生的频率阈值（F阈值）研究因为水文情势的年际波动，陆地可能在某些年份满足形成湿地的(S,D)阈值条件，水体也可能在另外一些年份满足形成湿地的(S,D)阈值条件，而湿地也可能在这些年份不满足形成湿地的(S,D)阈值条件。因此，区域是否具有形成湿地的水文条件不是以某年是否满足(S,D)阈值来判断，而是相对一定保证率而言。多数学者认为，当满足(S,D)阈值的年份出现的频率≥50%时，才具有形成湿地的水文条件。在湿地下界处，因水文情势的年际波动，挺水植物分布下限也是波动的，一般用挺水植物分布下限淹水深的多年平均值作为湿地下界D阈值，而不是用F≥50%对应的淹水深作为湿地下界D阈值。

1.2（S,D,F）阈值标准比较美国是世界上(S,D,F)阈值研究最前沿的国家，由于美国不同州、不同部门和不同领域对湿地的管理有不同的目的和责任，因而采用不同的(S,D,F)标准。表1列出了美国最有影响的(S,D,F)阈值标准、《湿地公约》以及中国学者提出的(S,D,F)阈值标准。由于一致认为(S,D)阈值发生的F阈值应取≥50%，因而表1中没有给出F阈值。绝大多数国家都接受《湿地公约》标准，将滨海湿地与深水系统之间的淹水深度阈值规定为低潮时水深6m，并把陆地上所有水体都纳入湿地，因而内陆湿地没有下界淹水深度阈值。《湿地公约》缔约国有权扩大或缩小湿地边界范围，说明湿地上界(S,D,F)阈值是根据需要主观规定的。如果说《湿地公约》对湿地上界的规定是基于湿地有效管理的话，它既没有给出边界标准，也无约束力。表1中中国学者提出的阈值标准没有理论基础，没有用于科学研究，也没有用作湿地管理边界的界定标准，实际上没有得到国内学者的认可。美国各种(S,D)阈值确定的理论基础一致，即S阈值确定的原则是“水饱和至地表”，D阈值确定原则是“厌氧标准”。基于相同的理论，不同文献给出不同的(S,D)阈值，一方面因为不同的(S,D)阈值是不同学者或机构基于不同区类湿地研究得出的；另一方面，不同部门或机构根据不同的管理目的主观地选择某一(S,D)阈值作为监管湿地的判别标准。在这些湿地界定手册中，1987CorpsManual的标准直到现在仍然是广为接受的湿地界定标准。

2．“淹埋深-历时-频率”阈值研究的一致结论及评述

2.1关于“S阈值”的一致结论及评述

2.1.1湿地上界处“S阈值”的一致结论及评述水饱和至地表的地下水最大埋深即形成湿地土壤所需的地下水埋深阈值，这个阈值就是毛管边缘带的厚度。优势植物主要根系分布层下界是形成湿地植被的地下水埋深阈值，但在实际应用中一般是以“水饱和至地表”作为确定S阈值的原则。S阈值的确定具有一定的理论基础，也得到了科学家们的一致认可，但是，目前S阈值确定的理论只适合湿地土壤和湿地植被发育成熟的“正常情况下”的湿地类型，对于没有发育湿地土壤或（和）湿地植被的“非正常情况下”湿地类型而言，S阈值如何确定？目前还没有构建科学的理论和方法。

2.1.2湿地下界处“S阈值”的一致结论及评述一致认为，应以挺水植物分布下限淹水深度作为湿地下界S阈值，因为挺水植物分布下限的淹水深度一般不会超过2m，因此，USACE和EPA将“2m标准”作为湿地下界淹水深度阈值[2]。EPA[2,20]在净水法案404条款中将美国水体系统划分为“深水系统”和“特殊水生生境”，后者又划分为6种类型：①保护区和避难所；②湿地；③泥滩；④生长植被的浅滩；⑤珊瑚礁；⑥浅滩和水塘复合体。这里所说的“湿地”是“美国水体系统”中“特殊水生生境”的一个子类。EPA“湿地”定义的目的是要将“湿地”与深水系统、陆地系统以及其他“特殊水生生境”的子系统区分开来。按照EPA的观点，年均淹水深度≥6.6ft(2m)的区域生长着沉水植物，是生长植被的浅滩，而不是湿地。年均淹水深在2m以内的区域，如果生长的也是沉水植物，也是浅滩，而不是湿地。EPA实际上是将挺水植物分布的下界作为“湿地”与“浅滩”的边界，将“2m标准”作为区分“湿地”与“浅滩”的淹水深阈值。在湿地科学定义的研究中，将地表自然地理系统（或生态系统）划分为陆地、湿地和水体三大系统，湿地定义的目的是为了将湿地与水体系统和陆地系统区分开来。将湿地与水体作为同一等级的自然地理系统（或生态系统）时，沉水植物是属于湿地植物还是属于水生植物决定了浅滩是属于湿地还是水体？水体生态系统的生产者从水体中吸收营养，陆地生态系统的生产者从土壤中吸收营养。湿地生态系统是水陆过渡性生态系统，兼有两者的特征，其生产者既有从水体中吸收营养的浮游植物和漂浮植物，也有从土壤中吸收营养的根生植物。沉水植物是从土壤中吸收营养的根生植物，沉水植物分布区的生产者同时包括根生植物（沉水植物）和浮游及漂浮植物，沉水植物分布区显然符合湿地生态系统的特征。沉水植物分布下限以外的生态系统的生产者都是从水体中吸收营养，缺少从土壤中吸收营养的生产者，因而是水体生态系统。沉水植物分布下限淹水深可认为是湿地生态系统的水文下界。因此，以挺水植物分布下界淹水深（即2m标准）作为湿地下界淹水深阈值值得商榷。

2.2关于“D阈值”的一致结论和评述

2.2.1“厌氧标准”评述NTCHS关于湿地土壤的定义是确定湿地D阈值的理论基础，从水饱和开始至厌氧环境形成的时滞是D阈值确定的原则。NTCHS关于湿地土壤的定义至少存在以下几个问题：(1)定义中没有频率的限制，没有说明是每年都必须形成厌氧环境，还是大多数年份(≥50%)形成厌氧环境就可称为湿地土壤。从水饱和开始至厌氧环境形成的时滞是可测的，针对具体某一区类的湿地而言，这个时滞是相对稳定的。如图1所示，将地形剖面和年水位过程线叠放在一张图上。假设区域内形成湿地的(S,D)阈值测定为(-30cm,14d)，在第i年的水位过程线上，可以确定与连续历时14d所对应的水位（与Pi点高程相同）。在地形剖面上，比此水位高30cm的地面高程点即满足(-30cm,14d)的湿地水文边界点（Ni点）。因此，根据(S,D)阈值可在地形剖面上确定湿地水文边界点及其高程。这个边界点虽然是根据水文指标确定的，但它是湿地土壤鉴定的标准，因而也是湿地土壤的边界点。由于水文情势的年际变化，每年水位过程线都不同，而(S,D)阈值相对稳定。不同年份根据(-30cm,14d)阈值及当年的水位过程线在地形剖面上确定湿地土壤边界点是不同的，例如，根据第j年的水位过程线和(-30cm,14d)标准确定的湿地土壤边界点是Nj。如果有n年的水文观测资料，则可确定n个湿地土壤边界点。以哪个边界点作为湿地土壤边界点，取决于F值的大小，F值与湿地土壤边界点及其高程有一一对应关系。NTCHS湿地土壤定义没有给出F阈值，不能确定湿地土壤边界点，因而不能用于湿地土壤鉴别。(2)虽然在(S,D,F)阈值研究中给出了F阈值(≥50%)，“厌氧标准”也存在问题。根据“厌氧标准”确定的D阈值是稳定的，随着水文情势的年际波动，稳定的(S,D)阈值在地形剖面上对应的湿地土壤边界点也随之波动，而实际上土壤边界点相对稳定。如图1所示，对于稳定的湿地土壤边界点（B点），由于水位过程线每年都不同，稳定的湿地土壤边界点在不同年份水位过程线上对应的D阈值每年都不相同。第i年的D阈值是Di，第j年的D阈值是Dj，两者显然不相等。如果有n年的水文观测资料，则可确定n个D阈值。D阈值如何确定也取决于F值的大小，F值与D阈值的大小有一一对应关系。(3)即使不考虑频率问题，有些区域虽然经常淹水或水饱和，但没有形成可指示厌氧环境的土壤形态指标。如许多富氧地下水排泄区或者土壤受富氧地表水浸润的区域，尽管淹水或水饱和历时足够长，但没有形成厌氧环境，可是它们并不是陆地土壤。“厌氧标准”排除了这些长期受富氧水淹没或浸渍的湿地类型。(4)土壤学认为,湿地土壤的形成是以湿地土壤诊断层和诊断特征作为鉴别标志的。形成厌氧环境所需的水饱和历时是否使湿地土壤诊断层和诊断特征得以形成是检验“厌氧标准”科学性的标准。一种土壤的形成有多种成土过程的作用，其中主导的成土过程决定了土壤类型及其诊断层和诊断特征的形成。形成了厌氧环境并不等于说厌氧过程就是主导的成土过程，厌氧过程指在厌氧环境下土壤中发生的物理、化学和生物过程，而在厌氧环境的形成过程中，土壤环境不是厌氧的。如果以“形成厌氧环境”作为鉴别湿地土壤的标准，那些刚形成厌氧环境和厌氧环境持续历时很短的区域不可能形成湿地土壤诊断层和诊断特征。例如，那些只须水饱和1～2d即可形成厌氧环境的区域，如果水饱和历时只有1～2d，厌氧过程不可能是主导的成土过程。案例研究也表明，根据“厌氧标准”确定的D阈值偏小，不能致使湿地土壤诊断层和诊断特征的形成。因为上述科学性问题的存在，以“厌氧标准”作为D阈值确定的理论基础也必然存在着科学性问题。另外，以“厌氧标准”作为D阈值确定的原则只适合于湿地土壤发育成熟的“正常情况下”的湿地类型，不适合没有发育湿地土壤的“非正常情况下”的湿地类型。

2.2.2删除生长季在确定D阈值时，必须去除生长季的限制，即不能仅将生长季内的水饱和历时作为D阈值。原因主要有以下3个方面：①不同学者对生长季有不同的定义，不同生长季定义决定的生长季长不同。Cowardin等将生长季定义为无霜期，但将这个定义仅用于非土壤底质，1987CorpsManual将这个定义应用到土壤中。1988EPAManual和1989InteragencyManual都是根据生态0℃(5℃，41℉)定义生长季。1991ProposedManual将生长季定义为终杀霜后第三周至终杀霜前三周。按同一标准（如“12.5%生长季长”标准），根据不同的生长季定义会得到不同的D阈值。②非生长季内水饱和也可以促使厌氧环境形成。一般认为，当温度低于5℃时，微生物的活动很微弱。实际上，非生长季的低温并没有阻止因微生物活动而导致土壤形成厌氧环境的过程。③使用生长季长的百分比作为形成湿地D阈值往往是错误的。一方面，纬度越低，温度越高，生长季越长；另一方面，温度越高，微生物活动越旺盛，形成厌氧环境所需的D值越短。如果按“12.5%生长季长”作为D阈值标准，生长季长的温暖区域形成厌氧环境的D值要大于寒冷地区，而实际上温暖地区形成厌氧环境所需要的D值比寒冷地区要短。另外，到了高纬和高山地区可能没有生长季，因为土壤温度可能达不到生长季所要求的温度，按“12.5%生长季长”标准，就不能形成湿地，但实际上这些区域也有湿地分布。因此，在确定形成湿地的D阈值时，必须去除生长季的限制。

2.3关于F的一致结论与评述因为水文情势的年际波动，要具备形成湿地的水文条件，满足(S,D)阈值的年份出现的频率必须≥50%。虽然50%的F阈值得到大多数湿地科学家的认可，但从理论上讲，可以选取不同的F值作为湿地土壤边界点确定的标准（如果(S,D)值是稳定的）或D阈值确定的标准（如果湿地土壤边界是稳定的），这也就使得在研究形成湿地的水文条件和定义湿地时，F阈值是引起争论的关键因素之一。

3（S,D,F）阈值研究应解决的问题

上述分析表明，目前在(S,D,F)阈值研究中，存在的问题主要表现在：①确定D阈值的“厌氧标准”存在着科学性问题；②没有建立检验(S,D,F)阈值科学性的标准，这是目前(S,D,F)阈值存在科学性问题的关键原因之一；③目前(S,D,F)阈值研究的理论和方法都是针对湿地土壤和湿地植被发育成熟的“正常情况下”的湿地类型，对于没有发育湿地土壤或（和）湿地植被的“非正常情况下”湿地类型(S,D,F)阈值的研究还没有构建相应的理论和方法。要解决(S,D,F)阈值研究中存在的这些问题，必须构建确定(S,D,F)阈值的新的理论体系，主要包括以下3个方面：(1)正常情况下湿地类型(S,D,F)阈值确定的理论和方法的构建：包括湿地上界处(S,D,F)阈值确定的理论和方法以及湿地下界处淹水深度阈值确定的理论和方法。这些理论必须基于一定的理论基础，而不是主观的规定。(S,D,F)阈值确定的方法必须在实地可行，针对具体区类的湿地，可以据此理论和方法得出唯一的(S,D,F)阈值。(2)“非正常情况下”湿地类型(S,D,F)阈值确定的理论和方法构建：(S,D,F)阈值研究一般都是基于“正常情况下”典型样地的，“非正常情况”一般难以直接获取(S,D,F)阈值，如何从“正常情况下”确定的(S,D,F)阈值推演出“非正常情况下”的(S,D,F)阈值？是(S,D,F)阈值应用必须解决的问题，也必须构建科学的理论和方法。(3)(S,D,F)阈值科学性检验的理论和方法的构建：根据所构建的(S,D,F)阈值确定的理论和方法可以确定任一区类湿地的(S,D,F)阈值。所构建的理论和方法是否科学？关键要看据此理论和方法确定的(S,D,F)阈值是否科学。如何检验(S,D,F)阈值的科学性？也必须构建科学的理论和方法。

4．结论

土壤缺氧的原因范文1篇5

【关键词】创新视角；玉米高产；施肥方法；技术推广

农业技术推广是一项系统工程，需要不断完善和摸索。玉米作为常见的农作物，研究其高产技术具有重要意义。

1玉米高产施肥方法概述

麦田套种夏玉米高产田，基肥一般应亩施有机肥4000公斤。化肥提倡配方施肥，需亩施尿素40公斤左右，过磷酸钙50公斤左右，硫酸钾35公斤左右。玉米追三次肥，苗肥于6月20前后（黄淮地区）亩追尿素12公斤左右。穗肥于7月下旬进行，每亩施尿素20公斤左右。粒肥于8月中旬进行，亩施尿素8公斤左右。夏直播玉米高产田施肥量与玉米的吸收量基本相同。基肥一般亩施有机肥3000～4000公斤。夏玉米施用种肥，有利于培育壮苗，一般可增产量5%～10%。种肥以氮、磷、钾复合肥为主，可适量配施微肥。追肥一般分3次进行，即苗肥、穗肥和粒肥。苗肥于定苗后至拔节前进行，一般将总氮量的30%和全部磷、钾、微肥沿幼苗一侧开沟深施，没有施种肥的要早追苗肥。穗肥应重施，在大喇叭口期，将总氮量的50%左右，条施于行侧20厘米处，施后覆土，此期若缺肥，则减产严重。补追花粒肥，在籽粒灌浆期追施总氮量的20%左右。每次追肥后均应浇水。优质专用肥玉米高产田施肥，要求有机肥和氮、磷、钾、锌肥配合施用，原则上一促到底。基肥亩优质有机肥2000～3000公斤，氮、磷、钾复合肥40～50公斤。种肥：亩施磷酸二铵5-10公斤，肥料在距种子4～5厘米的地方条施或穴施。追肥：多分拔节肥和抽雄肥。拔节肥（7叶展开）占全育期施氮总量的60%，可亩施尿素20公斤左右；抽雄肥（11叶展开）占全生育期施氮肥总量的20%，可亩施尿素6公斤左右。缺锌地块，可采用硫酸锌拌种，拔节期可叶面喷洒磷酸二氢钾水溶液。

2技术分析

夏玉米施肥的基本原则是氮、磷、钾及微肥配合施用，平衡施肥；氮肥深施，分期追肥；水肥结合，提高肥效。据测定，每生产100公斤玉米子粒，需要吸收纯氮2～4公斤，五氧化二磷0.7～1.5公斤，氧化钾3.2～5.5公斤。根据玉米的需肥规律，确定合理的施肥方法，明确适宜的用肥比例，才能实现玉米优质高产。

基肥或种肥。夏玉米播种前应施好基肥，主要是有机肥和部分化肥配合施用，也可利用前茬小麦实行秸秆直接还田，但应配施适量氮肥，以集中施用为好。一般用25%复合肥40公斤，或者碳铵25公斤加过磷酸钙15～25公斤，加氯化钾10～15公斤。锌、钼、硼等微量元素肥料可以作基肥施用，用量为硫酸锌1～2公斤/亩，硫酸钼1公斤/亩，硼砂1公斤/亩。也可作为拌种、浸种或叶面喷施用。套种玉米地多数地块难施基肥，一般用少量腐熟农家肥或氮肥作种肥，尿素或磷酸二铵作种肥3～4公斤/亩，肥种隔开，防止伤苗。

合理追肥。一是苗肥。苗肥是玉米定植后施用的一次肥料。一般掌握在植株6～8片可见叶时追施，玉米3叶展开后，种子胚乳中的营养物质已经耗尽，根系开始从土壤中吸收养分，玉米的营养器官生长旺盛，如果养分供应跟不上，将严重影响玉米的生长发育，此时追肥则可满足生长发育的需要，形成壮苗。苗肥用量约占追氮量的30%左右，一般在定苗后至拔节前追肥。为穗大穗多打好基础。播种时带有种肥的田块，可适当减少苗肥用量和推迟追施时间。一般可以每亩追肥尿素3～5公斤，或碳铵10～15公斤。二是穗肥。穗肥是指玉米在雄穗抽出以前10～15天，可见叶14～16片时所施的追肥，此期是决定果穗大小、籽粒多少的关键时期。正值玉米雌穗小花分化盛期，营养生长和生殖生长并进，茎叶和雌穗吸收养分的绝对量和累积速度达到高峰，根系需从土壤中吸收大量养分，各器官的营养物质迅速输向雌穗。及时追施穗肥可显著提高玉米产量。穗肥一般占总施肥量的50%～60%，一般每亩穴施或条施尿素8～10公斤，或碳铵20～25公斤，或硝酸铵15公斤。土壤墒情差，又无灌溉条件的，可用2%的尿素溶液作灌根肥，每株灌80～100毫升。

巧用叶面肥。叶面肥喷施一般在苗期、拔节期、灌浆期施用。苗期喷施0.1～0.3%的硫酸锌水溶液，可防止玉米白苗花叶病的发生，拔节期喷施0.2%～0.3%的磷酸二氢钾2～3次，可以壮秆抗倒，稳健生长。灌浆期是决定玉米穗粒数和粒重的关键时期，需要一定的养分供应，土壤施肥用肥多，效果又较慢，若采取叶面喷肥，作用快，效果显著。可根据玉米长相确定用肥种类。一般在拔节初期，8―9片叶时进行，有利于坐大胎、秆壮、促进枝梗和小穗的分化，每公顷追施225千克硝酸铵或150千克尿素；第2次追肥在孕穗期，此时追肥可减少枝梗和小穗的退化，每公顷追施硝酸铵75―112.5千克，或尿素每公顷50千克。追肥时开沟深施或结合中耕进行。

3夏玉米优质高产施肥技术

3.1科学的施肥配方

（1）以地定产配方以不施肥区夏玉米产量为依据把地力分为三级：即每公顷夏玉米产量低于3750千克为低产田；3750―5250千克为中产田；5250千克以上高产田。低产田每公顷需施纯氮256―224千克，五氧化二磷120―150千克，氧化钾0―75千克。中产田每公顷需施纯氮180―225千克，五氧化二磷105―120千克，氧化钾75―105千克。高产田每公顷需施纯氮180―195千克，五氧化二磷105千克，氧化钾105―135千克。

（2）测土施肥配方通过测定土壤养分，确定经济高效的施肥配方。土壤碱解氮低于50毫克千克、速效磷低于15毫克/千克、速效钾低于80毫克/千克为低产田；土壤碱解氮60―110毫克/千克、速效磷15―30毫克/千克、速效钾80―120毫克/千克为中产田；土壤碱解度超过110毫克/千克、速效磷超过30毫克/千克、速效钾超过120毫克/千克为高产田。低产田：目标产量每公顷需施纯氮165―200千克，五氧化二磷105―120千克，氮化钾90―120千克。中产田每公顷需施纯氮165―175千克，五氧化二磷80―90千克，氧化钾90千克。高产田每公顷需施纯氮120千克左右，五氧化二磷15―20千克，氧化钾30―90千克。

3.2适宜的施肥时期和方法

（1）施足基肥。施肥配方中磷、钾肥全作基肥；氮肥60%作基肥。对于保水保肥性能差的土壤以作追肥为主。基肥要均匀撒于地表，随耕翻入20厘米深的土壤中。

（2）巧施种肥。从施肥配方中拿出纯氮15―22.5千克，五氧化二磷45千克，氧化钾15―22.5千克作种肥，条施或穴施。严禁与种子接触，为培养壮苗打基础。

（3）用好追肥。追肥主要是氮肥，基肥中没有施磷、钾肥的也可早追。追肥分为苗肥、拔节肥、攻穗肥三种。苗肥要轻，保证苗齐、苗壮。（4）活用根外追肥。根外追肥是一种辅应急措施。常在缺素症状出现时或根系功能出现衰退时采用此方法。用1%的尿素溶液或0.08%―0.1%的磷酸二氢钾溶液，于晴天下午4时进行叶面喷洒。

3.3合理施用微肥

微量元素缺乏的田块，锌、硼、锰基肥用量为每公顷10千克、7千克、20千克。施用时掺入适量细土，均匀撒于地表，犁入土中。作种肥时，可用0.01%―0.05%的溶液浸种12―24小时，晾干后即可播种。也可用0.1%―0.2%的溶液作根外追肥，每公顷用量900千克，喷施两次，时间间隔15天左右。

【参考文献】

1徐金荣.陈丽梅.刘梅.吉林春玉米施肥模型的研究[J].安徽农业科学.2010年33期

土壤缺氧的原因范文1篇6

【关键词】沼气；生态；环保效益

【中图分类号】TU-9【文献标识码】D【文章编号】1727-5123（2012）03-044-01

我国是一个农业大国，农业要持续发展，必须保持一个良性的农业生态环境。近年来，农业生态环境日益恶化，制约着整个农业的发展，农村生态环境的恶化主要表现为：农村环境卫生条件差，农民身体健康得不到保障；农村能源短缺，导致森林植被过度砍伐，削弱了生态系统的调节作用，水土流失严重，自然灾害日益增多；大量使用化肥和农药，加剧了对环境的污染，同时直接影响到农作物的品质；水土流失，造成土地养分大量流失，土地的生产力逐年下降等等。发展农村沼气，建设生态家园，可以解决农村能源短缺总量，改善农业生态环境和农村卫生面貌，实现生态农业系统中物质和能量的良性循环，保障农业可持续发展能力，促进农业增产，农民增效及社会主义新农村建设。

1发展沼气可改善农村卫生环境

近年来，随着农村经济的快速发展，规模养殖逐步扩大，产生的畜禽粪便得不到及时有效的处理，造成生产和生活环境的污染。农村沼气建设，改善了过去农村“脏、乱、差”的现象，解决了畜禽粪便任意堆放，蚊蝇乱飞的状况。人、畜粪便和生活污水流入沼气池进行厌氧发酵处理，杀灭了病原菌，基本达到粪便无害化的标准，在很大程度上减少了人、畜、禽病原菌的交叉传染过程，减少了人畜疾病、疫病的发生，保护了农的的身体健康。同时，由于沼气的使用，家家户户的柴禾垛小了，日常炊事也不再受烟熏火燎之苦，居室、厨房和庭院整洁了，农村环境卫生条件得到了明显改善。

2发展沼气可改善空气质量

全国2亿多农户，一年烧掉的生物质达5亿吨之多。在生物质产生的烟雾中，含有一氧化碳、二氧化碳、三氧化硫等有毒气体和致癌物质，对人畜健康和植物生长极为不利。

沼气中甲烷占60～70%，燃烧沼气几乎不产生有害物质。据调查，燃用沼气室内CO的浓度比燃煤降低80%，CO2浓度降低60%，SO2浓度降低80%，飘尘浓度降低90%，表明使用沼气作能源可以有效地减少室内空气污染。

一口8-10m3的新型高效沼气池，全年可产沼气380～450m3折合煤271～321kg，基本可满足3～5口之家10～12个月的炊事、照明用能，实现了“不见炊烟起，只闻饭菜香”的农村新面貌。因此，沼气燃烧不仅可减少烟雾对大气的污染，减少温室气体的排放，而且方便、清洁、卫生。

3发展沼气可改善水环境

农村生活污水经厌氧发酵达标后排放，COD，BOD等去除率都在97.5%左右，这将大大减轻对周围河网水质的污染。据对普及沼气和未推广沼气的两类村庄饮用水源的细菌总数、大肠菌群、氨氮、氯化物等指标的监测比较，前者各项指标均大幅降低。因此，发展沼气，使污水中的各种污染物浓度降低到有关标准允许的范围内再排放，有效地保护了水源，降低了污染，改善了水环境的质量。

4发展沼气可减少农药化肥的污染

近几年来，农药化肥的投入越来越多，相对效益越来越低。我国氮肥利用率只有30%，大部分都随水土流失。农药化肥使用量的增加和不合理使用，导致了土壤、水质、农畜产品、果品、蔬菜等都受到不同程度的污染，农药中毒事件也时有发生。发展沼气，增加有机肥料，是发展我国生态农业的一条有效途径。

在沼气发酵系统中，由于沼气发酵过程的多菌群共生作用，使得沼气发酵液中不仅含有丰富的氮、磷、钾等元素，还含有许多生物活性物质-丰富的氨基酸、微量元素、多种植物生长激素、B族维生素、有机酸、较高浓度的NH4+以及某些抗菌素等。这些物质的存在，使沼气发酵残留物对农作物病虫害具有良好的防治效用。据统计，沼气发酵残留物对23种病害，14种虫害具有良好的防治作用，其防治效果与许多目前使用的良药相当。

沼肥是一种优质的有机肥，1000kg沼肥相当于2kg硫酸铵、1.6kg过磷酸钙、0.6kg氯化钾。一口8m3沼气池，一年生产的沼气肥相当于50kg硫酸铵、40kg过磷酸钙和15kg氯化钾。沼液是一种理想的有机液肥，叶面喷施可防治病虫害，对作物的增产具有良好的效果。因此用沼气发酵产物取代部分农药化肥，能提高肥料利用率，增加各种作物的产量，降低生产成本，减少对环境的污染，具有显著的综合效益。

5发展治气能够保护森林植被

沼气作为农村生活燃料，能够有效地缓解农村能源紧缺的局面，减少对森林的砍伐和植被的破坏。森林资源的恢复和发展，有利于水土保持和生态环境的改善。

农村修建一口8～10m3的沼气池，每年至少节柴2～3吨，相当于0.23hm2（公顷）的林地。通过几年的沼气建设，改变了过去那种土石、水土流失的现象，地变绿了，水也清了。所以，从长远看，发展沼气、合理利用资源，是保护森林和改善生态环境的有效措施。

6发展沼气能促进土壤改良

沼肥中的腐殖酸含量为10～20%，对土壤团料结构的形成起着直接的作用；沼肥中的氨态氮和有机氮使其具有缓速兼备的肥效特性；沼肥中的纤维等有机成分可疏松土壤及增加土壤有机质含量；而沼肥中大量活性微量元素则可提高肥料的利用率及提高土壤肥力。此外，沼肥还是一种优质的堆肥原料，里面有丰富的细菌，能彻底分解植物性物质。长期使用沼气发酵残渣液，可以疏松土壤，促进土壤微生物的活动，增加作物对营养的利用和吸收，有利于土壤团料结构的形成，提高土壤肥力，促进农业持续增产。

实践证明：沼肥的肥效、腐殖化程度、培肥土壤的效果都高于粪肥、堆肥，对土壤改良的效果相当明显。与施用化肥相比，长期施用沼肥的土壤，有机质、氮、磷、钾等营养元素的含量明显增加，土壤酶活性增加，土壤物理性状得到不同程度的改善。利用沼气发酵残留物改良土壤，开始一般每公顷施用15t（吨），以后逐年增加，最多不超过75t（吨），3年后改土效果明显。

7发展沼气可提高生活质量

用沼气代替柴草和煤炭做生活燃料，可减轻妇女的劳动强度，改善家庭的卫生条件。通过对沼气和非沼气村居民唾液溶菌酶和碳氮血红蛋白的含量进行检测，前者唾液溶菌酶含量高于后者1.3倍，碳氧血红蛋白的平均值低于后者28%，显示了使用沼气做能源，不仅可降低室内的空气污染，提高空气质量，还具有增进人体健康的作用。

农村发展沼气后，沼液、沼渣的施用，使土壤污染减轻，有机质增加，化肥和化学农药使用量减少，农作物抗病能力增强，品质改善，为发展无公害农业，生产绿色食品创造了有利的条件。所以，发展沼气，有利于提高农村人口的生活质量和健康水平。

参考文献

1张从.大中型猪场沼气工程的环境影响评价——以湖北省武穴市吴

文村猪场为例.来源：农业环境保护，2002（01）

2毛顺华.发展沼气的意义与我县沼气发展概况.江西农业科技，2003

（10）

3刘艺明.发展沼气好处多.福建农业，1999（03）

4李萍.基于环境费用——效益分析的农村户用沼气池效益分析.中

国沼气，2007（02）

5邱凌.农村沼气工程动态发酵工艺的调控.可再生能源，2005（01）

土壤缺氧的原因范文篇7

一、发生原因

1、中毒

1.1未腐熟的有机肥用量过多，或麦秸还田量大，或绿肥翻耕过迟。有机物分解时，产生还原性物质毒害根系，如硫化氢、甲烷等。

1.2耕层土壤长期积水，土壤质地结构不良，造成土壤通透性差，导致还原物质的积累。主要症状是插秧后地上部落黄不转青，生长停滞，老叶枯死，远看苗色黄中透红，稻丛簇立，不发株；根系深褐色，掺有黑根和畸形根（一段黑一段白的虎尾状畸形根或根尖长出千束支根的狮尾状畸形根），白根少，软绵无弹性。

2、水浆管理不当

2.1稻苗移栽后长期灌深水。许多农户只懂水稻生长必须有水，却不懂长期灌深水的害处，70%～80%的农户大田长期灌深水达5～6cm，低洼积水田块达8～10cm，而且稻田水只进不出，仅有20%～30%农户地势高或管水疏忽稻田水深2～3cm。长期稻田灌深水的害处：稻株下部叶片被淹死；土壤温度低、氧气少，影响土壤微生物活动，稻苗因吸收不到土壤中各种营养元素而造成缺素症；长期缺氧，土壤中还原了有毒物质毒害稻苗根系；深水层使稻株分蘖节处的光照和氧气不足，低位分蘖不能正常发生。另有少数田块秧苗栽插过深僵苗。

2.2雨后未排水。多数农户认为，旱作物怕雨水淹，水稻不怕雨水淹，不论降雨量大小，长期形成稻田雨后不排水的习惯。稻株受淹后，正常呼吸作用受到阻碍，以无氧呼吸代替有氧呼吸，过多消耗体内营养物质；同时雨水冲刷泥沙并沉积在稻株上，影响正常的光合作用，使稻苗生长发育受阻而僵苗。

3、缺素

水稻的生长发育不仅需要氮、磷、钾三要素，而且对其他微量元素也有一定要求。缺磷、缺钾、缺锌均会造成僵苗。根据土壤普查结果，涟水县土壤缺钾、严重缺锌，而在水稻施肥上，钾肥、锌肥施用量小，普遍没有施氮、磷肥，因此缺钾、缺锌没有及时补给，导致部分田块缺素僵苗。缺钾时，叶片上有赤黄色斑点，有的增多成条斑。其症状：生长停滞，分蘖少，株型矮小，叶色浓绿，下叶弯垂；稻根老化腐朽，细根容易脱落，新根少，呈黄褐色，后变黑发臭腐烂。缺锌时，心叶卷曲，失绿白色，甚至造成白条状。缺磷时，表现为叶色淡绿，老叶带紫色或枯尖，新叶暗绿色，叶片窄直，植株矮小，分蘖少，远看似火烧焦，根变黑腐烂。也有一些因灌水不当而诱发的缺素综合症状。

二、防治措施

1、合理耕作

根据土壤的类型、特点，合理耕整，有利施肥、通气，避免僵苗。低洼田块开好“三沟”，做法是：先开好围沟，再开好畦沟，沟宽35～40cm，沟深20～25cm。利用测土配方施肥技术，防治土壤缺素症是防治水稻僵苗的一项有效措施，做到氮、磷、钾肥配合施用，有机肥、无机肥混合施用，多施腐熟有机肥、不用或少用未腐熟的有机肥，对防止僵苗、促进早生快发效果好。

1.1施足基肥。基肥不仅能促进水稻一生健壮生长，而且能源源不断地供给水稻生长所需的多种营养元素，避免水稻缺素僵苗。

1.2巧施分蘖肥。对秧苗素质差、返青缓苗期长容易僵苗的田块，要早施分蘖肥促早发，这种分蘖肥又叫返青肥，一般在移栽后7d施用。1、提高插秧质量晴天插秧，保证浅插匀插，最好采取“不洗不扎”、“带土移栽”等方法，提高移栽质量。搞好水浆管理，做到浅水活棵、湿润灌溉是有效防治水稻僵苗的重要措施。寸水活棵，浅水分蘖。水稻一般薄水插秧，栽插结束后水层加深到3～4cm，以不淹没最上全出叶的叶耳为度。返青活棵后，要立即把水层放浅到2～3cm，增加稻株下部光照，提高土壤温度，促进根系生长和分蘖正常发生。特别是对施用有机肥多，或麦草还田量大的田块，要在栽插后12d左右排水晒田透气，防止因有机物分解时产生的还原性物质如硫化氢、甲烷等毒害水稻根系。

2、药物防治

土壤缺氧的原因范文篇8

随着蔬菜产业化的升温，我国各地逐渐涌现出一批具有特色的专业产地，使得原有的耕作制度瓦解，农户蔬菜生产特定性、局限性日趋明显，这必然加剧设施栽培连作障碍问题，即土壤盐渍化、病虫害重，造成蔬菜产量和品质下降，直接影响设施栽培经济效益。连作障碍已成为制约目前蔬菜稳产增收及可持续发展的重要因素。

设施栽培连作障碍产生因素

连作障碍产生的原因极其复杂，是土壤、植物与微生物三者之间相互作用的结果。根据多年的研究报道，可归纳为几方面的原因：土壤传染性病虫害蔓延，土壤理化性质变化以及植物的自毒作用[5-6]。土壤病原菌富积，传染性病虫害蔓延设施栽培土壤中土壤病原菌富积是引起连作障碍的关键因素。研究结果表明，设施栽培土壤中有益微生物与有害微生物之间本来保持着一定的生态平衡关系，但由于多年连作，同一作物吸收单一养分，使某些物质不断累积，加之设施土壤的温湿度等环境条件适宜病原菌生长繁殖，作物根系分泌物和病残体又提供了病原菌赖以生存的条件，使土壤中的植物病原菌得到富积，而过多使用化肥及杀菌剂可能会杀死土壤中有益拮抗菌，打破土壤微生物的平衡，以致从土壤到作物表现出一系列的连作障碍[7-8]。土壤理化性质变化土壤盐类积聚设施栽培土壤盐类积聚现象在我国普遍发生，是设施土壤障碍的重要因素之一，以连栋大棚和温室最为明显。该现象是由于化肥施用量大，且长年覆盖，改变了自然状态下的水分平衡，降低了土壤的淋洗作用，加之环境长期保持高温，显著增强了土壤水分蒸发量，土壤盐分通过毛细作用随水分的蒸发上升，在地表形成薄层盐分结晶。设施土壤盐类积累后，加大了土壤溶液中盐类浓度，使土壤渗透势加大，导致根系水分外流，影响蔬菜对水分和养分的吸收，造成蔬菜营养失调，而且随着土壤盐类浓度的增加，元素之间的拮抗作用显著增强，某些营养元素的吸收受阻，出现植株矮小、发育不良、叶片卷曲枯死等典型的缺素症状，最终导致作物产量及品质下降[9-10]。土壤酸化导致设施栽培土壤酸化的主要原因是长期过量施用化肥和使用未经过安全处理的有机肥料。多年的研究发现，随着种植年限及复种指数的增加，设施栽培土壤pH值逐年降低，有些土壤pH值甚至已降至6以下，致使土壤某些养分的有效性降低，导致Ca，Mg，B，Mo等植物必需的营养元素缺乏，进而促使作物脐腐病、畸形果、茎裂、华而不实等生理病害多发，尤其是茄科蔬菜的青枯病和疫病等土传病害越来越严重[11-12]。土壤物理性状的恶化土壤物理性状是重要的肥力因素，主要包括孔隙度、结构性、水分含量及通透性等，严重影响着农作物根系的生长和养分的吸收。研究表明，设施栽培土壤连续栽培5a以后，土壤板结严重、容重增大、非活性孔隙比例相对降低，耕层变浅，通气性、透水性变差，物理性状恶化[13]，需氧微生物的活性下降，土壤熟化慢，致使根际缺氧诱发多种根部病害，同时对有毒有害物质的缓冲能力降低，导致作物抗逆能力降低和残留超标。植物的自毒作用自毒作用是植物种内相互影响的一种方式，也是长期连作障碍产生的主要因素[14]。连作条件下，植物残体、病原物及作物根系等向周围环境中分泌酚酸类、萜类、生物碱、酶等化学物质，影响植株生长发育，导致自毒作用发生。茄科、葫芦科、豆科、菊科等是极易产生自毒作用的植物，这些植物从根系中分泌出许多酚酸类化合物，通过损伤细胞膜、破坏酶活性、使蛋白质失活等影响作物生长发育。而西瓜、丝瓜、南瓜、瓠瓜和黑籽南瓜等的根系分泌物会促进瓜类的生长，不易产生自毒作用[15]。

设施栽培连作障碍的综合防治措施

连作障碍防治是现今设施蔬菜栽培产业面临的一大难题。目前主要从种植制度和种植方式的优化以及利用抗病品种和嫁接技术、土壤消毒和土壤管理、生物防治、优化施肥等方面来解决此问题。优化种植制度不同蔬菜间或蔬菜与粮食作物之间进行合理的轮作或间作是国内外通用的预防土传病害的措施之一，也是有效防治连作障碍最为简单、省工、高效的措施。合理轮作或间作可以使病原菌失去寄主或改变其正常生长繁殖环境，从而消灭或减少土壤中致病菌，减轻病害；有效地改善土壤结构，有利于土壤通气和有机质分解，促进土壤有益微生物的繁殖，调节土壤肥力；减少杂草的滋生，破坏杂草与蔬菜的伴生关系[15-16]。设施蔬菜栽培一般采用深根性蔬菜（茄果类、瓜类、豆类等）与浅根性速生蔬菜（白菜、绿叶菜类、葱蒜类等）轮作倒茬，或行间套种，其中，浅根性蔬菜有吸盐洗盐的作用，葱蒜类对预防根部病害和根结线虫的危害非常有效。应用抗病品种和嫁接技术随着现代育种技术的发展，专家培育出如抗枯萎病的番茄、抗黑腐病的甘蓝等大量抗土传病害的蔬菜新品种。选用这些蔬菜新品种，可以提高蔬菜的抗病能力，有效控制土传病害的发生，增加蔬菜经济效益。目前，黄瓜、西瓜、茄子等采用的嫁接技术充分证明[17]，利用丰产高抗性的砧木进行嫁接栽培是防治土传病害及设施蔬菜栽培连作障碍、提高经济产量最为有效的措施之一。进行土壤消毒采用土壤消毒，可高效快速抑制土壤有害微生物、害虫、残茬及根系分泌物的毒害作用，能够很好地解决作物重茬问题，提高作物的产量和品质。设施栽培中，土壤消毒方法主要包括药剂消毒、太阳能消毒、蒸汽消毒等。药剂消毒是利用各种化学药剂或生物药剂通过喷淋、浇灌、拌土、熏蒸等手段对土壤进行消毒。目前，生产上使用最多的药剂有氯化苦、绿宝清（苦参碱）、多菌灵、土菌消、菌线威、绿亨1号和2号等杀虫杀菌剂。通过蒸汽、热水或太阳能提高土壤温度，从而起到消毒灭菌作用的物理方法被国外经常采用，是生产无公害蔬菜的重要措施，如日本的太阳能高温消毒。该方法对蔬菜无副作用，非常适合我国现阶段的蔬菜生产，值得进一步研究和推广。其杀菌原理有2种：一是直接热力（热水或蒸汽）消毒杀菌。如50℃处理10min即可杀死十字花科作物的软腐病菌。二是间接作用（高温闷棚）。在一年中的高温时期，前茬作物收获后，清除残枝枯叶，施入有机肥和灌水，在覆膜封闭条件下，土壤湿度增加、棚室内的温度达到60～70℃以上，闷棚时间一般掌握在15～20d，致使土壤微生物通过呼吸作用逐渐消耗土壤中的氧气，使土壤呈缺氧还原状态，多数植物病原菌在高温和缺氧条件下死亡。研究结果表明，高温闷棚使连作大棚设施内10cm左右的土壤形成55℃持续高温，大部分病原菌被杀死，对土传病害灰霉病病原菌有很好的灭菌效果[18]。合理的土壤管理土壤管理的目的是使土壤生态始终有利于作物的生长发育。设施栽培中为了减轻连作障碍，常采用的措施为：集中烧毁或深埋中心病株、作物病残体及周围杂草，防止病害蔓延；加强耕作管理，增加中耕松土次数，提高地温，加速病残体的分解腐烂，使部分病原菌和害虫失去活力，切断土壤表层毛细管，提高下层土壤通透性，控制土壤盐分上升；改变作物栽培时间，避开作物发病期进行种植，例如易感染枯萎病的蔬菜，应避开高温期种植或采取相应的预防措施；在高温季节大水漫灌，使土壤温度提高，不仅可洗盐，还可杀死或减少土壤中病原微生物和害虫。采用生物防治生物防治狭义上是指利用有益微生物对土壤定病原菌产生毒素，或通过与病原菌竞争营养物质和生存空间等途径来减少病原菌的数量，从而减轻根系感染、减少病害发生的一种方法。由于现代生物技术的发展，生物防治已逐步成为防治作物病虫害、减轻连作障碍的一种重要手段。利用拮抗微生物拮抗作用是衡量生物防治效果的指标之一。利用拮抗微生物防治作物病虫害，就是将培养好的具有拮抗作用的有益微生物以特定方式施入土壤中，或是通过向土壤中加入营养物质，提高土壤原有拮抗菌的数量及活性，从而抑制土壤中病原菌的活动，降低病原菌的数量，减轻病害发生的几率。张丽萍等[19]通过土壤微生物制剂防治草莓连作病害，结果表明，对于由尖孢镰刀菌和立枯丝核菌引起的草莓连作病害，木霉T42与枯草芽孢杆菌Bs-6的拮抗作用很明显，能显著促进连作草莓的生长发育，连作草莓的死苗率由52.9%降至8.2%，产量增加111%，果实品质显著提高。接种有益微生物有益微生物广泛应用于农业生产中，如制作微生物有机肥、种衣剂防治作物病虫害等。在设施蔬菜栽培中，常通过使用含有有益微生物的生物有机肥来分解连作土壤中的化肥、农药残留；另外，还可以向土壤中接种一些有益菌群，在根系形成生物屏障，减少根际病原菌的侵染，或接种致病菌弱毒菌株，促使作物产生免疫机能，增强抗逆性，提高其产量及品质。郝永娟等[20]在生物土壤添加剂减轻黄瓜连作障碍的研究中提出，使用生物土壤添加剂，可明显增加具有拮抗作用的木霉、青霉等的数量，有效控制土传病害，提高土壤微生物多样性，改善土壤连作障碍。利用他感作用原理德国学者H.Molisch于1937年提出植物的他感作用，认为许多植物可通过向周围环境释放代谢过程中产生的化学物质，来促进或抑制同种或异种植物生长。他感作用涉及微生物、植物、动物等所有的种群，普遍存在于生态系统中，在农业生产中应用具有极其重要的意义。利用化学他感作用原理使植物之间、植物与微生物之间合理组合，不仅可有效地降低作物之间、微生物之间的负效应，提高作物的产量和品质，并且在控制病虫害方面也可取得很好的效果。有些植物根系分泌的化学物质可抑制微生物的生长，如黄瓜根系分泌物中的丝氨酸、精氨酸可以有效抑制黄瓜枯萎病病菌的生长繁殖[21]。进行优化施肥优化施肥是防治连作障碍的一项重要措施。针对目前设施蔬菜栽培中化肥过量施用、肥料种类不平衡等问题，在施肥原则上，应以有机肥为主、化肥为辅，再配合施用微生物肥料。施用有机肥（进行无害化处理，即完全腐熟）可改善土壤理化性状，抑制土壤盐分积累及病原菌繁殖，减轻连作障碍和土传病虫害的发生；必须根据肥料的性质、设施土壤养分状况、作物的营养特性及需肥规律，因地制宜地选择施用化肥，同时应确定合理的施用时间、施用量、施用方法；选择施用具有固氮、解磷、解钾作用的微生物肥料，分解土壤中被固定的磷、钾元素，使化学肥料得到充分利用，在施用微生物肥料时要严格按照使用说明书施用。

土壤缺氧的原因范文篇9

1.环境科学与工程学院研究生概况

我院环境工程专业是江苏省高等学校特色专业共建设点，在招收的攻读环境工程专业硕士研究生中，大多数学生选读了《高等环境化学》这门课程。研究生的培养目标是毕业后能独立地、创造性地从事科学研究、教学工作或担任专门技术工作，而且具备主持较大型科研、技术开发项目的能力。我们学院攻读环境工程专业硕士研究生毕业论文的主要课题方向列于表1。从表1可见，他们的研究方向主要有水污染控制工程、环境规划与管理和环境监测分析与技术三个方向，研究的内容主要以高浓度有机废水处理、脱氮除磷技术、生态区域规划。

2.课程教学内容与硕士论文课题相结合

与建设理论、循环经济研究、环境污染物分析方法研究等。

从表1可见，大多数学生是从事水污染控制工程方向的，其次是进行环境规划与管理的，另外还有一些学生是专攻境监测分析与技术方向的。根据上面的情况，如何讲解此门课程，为他们在结束课程学习后进入到课题研究的关键问题是确定课程的主要内容。为此，我们作了大量的调研工作，并结合研究生的课题研究方向，修改、制定了该课程的教学大纲和讲课的主要内容。由于本课程的教学时数只有36学时，环境化学的内容又是那么多，因此必须进行合理安排。我们把讲解的内容分为六章，每章节的主要内容和教学时间安排见表2。由表1可知，较大部分学生是从事水污染控制工程研究的，他们很需要有关水污染这一方面的环境化学基本知识。我们在这一门课程的教学中就是根据此情况来安排我们的教学内容和时间的。由表2可见，第三章水环境化学的内容最多，共有10节，教学时数为18，占了总学时的一半。其内容包含了天然水的基本特征、主要离子的形成、溶解性气体，酸碱化学平衡、沉淀和溶解、配位平衡、吸附平衡等的基本原理，水体中有机污染物和无机污染物的迁移转化，氧化还原技术和生化技术在水处理中的应用等。

在讲解天然水的基本特征时，我们主要介绍了天然水的存在形式，各种水的主要组成、特点和污染物情况。如湖水中含钙、镁、钠、钾、硅、氮、磷、锰、铁等元素，其中氮、磷等元素引起的富营养化问题是湖泊的主要污染问题。在2007年夏天，无锡太湖发生了严重的蓝藻事件，给无锡市部分人民的生活带来了一定的困难。蓝藻出现的主要原因:一是气温比较合适，二是水中的氮磷浓度较高，三是太湖水域水流缓慢，这些都是蓝藻大面积繁殖的必要条件。根据此情况，我们讲解了水体中的异相物质——藻类的基本知识。藻类是湖泊、水库等缓慢流动水体中最常见的能进行光合作用的浮游类植物，有一个明显核。在没有阳光的条件下，藻类将消耗自身体内有机物以满足自身的需要，同时也消耗着水中的溶解氧。

对目前经常使用的生化法处理生活污水和工业废水，有针对性地介绍了水体中的生物氧化还原反应。水体中的微生物在有氧气存在的情况下，进行有氧呼吸时，有机物质发生的氧化还原反应可以表示如下：

CxHyOz+O2—^C02+H20+能量水体中，细菌、酵母菌、真菌等微生物的催化作用的结果使得许多无机化合物的生物氧化还原反应经常发生。细菌等微生物的呼吸过程是在微生物细胞内的各种氧化还原酶和一系列辅酶的催化作用下完成的，有机污染物被细菌等微生物降解的中间产物生成了各种有机酸'这些有机酸在水体溶解氧不足的条件下，将利用较弱的NO;-、Fe3+、Mn4+、SO42-、CO2等电子受体，进行反硝化、反硫化、甲烷发酵、酸性发酵等厌氧过程，其最终产物有CO2和氏0，以及NHhH2S、CH4、有机酸、醇等。在缺氧条件发生的生物反硫化作用可在淤泥、沼泽、排水池中进行。由此引起硫酸盐转化为HS气体的反应，从而产生Cu、Pb、Zn、Ag等金属的硫化物沉淀，以至减弱了这些金属在所在环境介质中的迁移能力。

另外对水体中有机污染物和无机物的的迁移转化机理进行了较详细的介绍。特别是水体中有机污染物的污染更为重要和复杂。到目前为至，世界上已有700多万种有机物，其中大多数都是有毒有害的，如排入到环境中会造成环境质量的恶化。而我们对环境中的有机污染物控制和处理还较簿弱，需要我们做很多工作。

水中有机污染物以及农药残留的分析、监测是环境中有机污染物的重要研究课题之一，部分研究生在这方面进行了一定的研究。

从环境科学的角度，土壤是人类环境的重要组成要素。随着环境科学的发展，人们愈来愈认识到土壤环境的复杂性和重要性。土壤环境化学就是研究化学物质，包括各种污染物进入土壤后的化学行为及其影响。包括污染物在土壤环境中的迁移、转化、降解和累积过程中的化学行为、反应机制、历程和归宿。此章重点放在几类有代表性的化学物质，即化学农药(代表土壤中外源有机化学物)、化肥、重金属和固体废弃物的土壤污染化学，并对土壤污染中复杂的化学过程作一介绍。首先，我们介绍了土壤的组成和性质；然后介绍了土壤负载容量或土壤环境容量；让学生对土壤有一个大概的了解。

重金属是土壤无机污染物中比较突出的一类。通过各种途径进入土壤的重金属通常以可溶态或颗粒态存在。其在土壤中的迁移、转化及生物可利用性均直接与重金属的存在形态相关。例如重金属对植物和其他土壤生物的毒性，不是与土壤溶液中重金属总浓度相关，主要取决于游离(水合)的金属离子。对镉，则主要取决于游离Cd2+浓度，对铜则取决于游离Cu2+及其氢氧化物。而大部分稳定配合物及其与胶体颗粒结合的形态则是低毒的。仅脂溶性金属配合物是例外，因为它们能够迅速透过生物膜，并对细胞产生很大的破坏作用。

我们学院有些教师在土壤中重金属形态分析的研究也开展了一些研究并取得了某些研究成果，并将此作为研究生的研究课题之一。根据此情况，我们给学生介绍重金属形态分析方面的基本理论和最新研究情况。近年来，以北美Tesskr等人提出的五步系列萃取法和欧共体BCR的四步系列萃取法应用较多[3,4]。我们也将这二种方法存在的缺点摆了出来，主要是萃取操作的时间过于冗长，使实际应用不易实现。在此同时，我们向学生展示了国际上应用超声波或微波的能量加速萃取样品中组分和缩短操作时间的研究工作情况，并把土壤中重金属形态分析作为研究生研究的课题之一。

3.已取得的部分研究成果

通过学习，学生们很好地了解和掌握了有关高等环境化学的基本知识。学生使用已学的基本理论和技术，在水污染控制工程、环境规划与管理和环境监测分析与技术等方面的研究工作已取得了一定的成绩，并在各类期刊上发表了他们的研究成果。在水污染控制方面的数最多，主要是利用膜生物反应器、生化法技术处理生活污水和工业废水，如厌氧氨氧化细菌、双循环两相生物处理工艺、磁场对污泥沉降影响、水生植物修复技术等。在环境规划与管理方面取得的成果主要是对生态环境、可持续发展、资源利用等。在环境监测分析与技术方面取得的成果主要在样品预处理现代技术的应用、重金属形态和有机污染物分析测定等方面。如在使用膜生物反应器生化技术处理废水时就运用在此门课程中学到的水体中的微生物在有氧气存在的情况下，进行有氧呼吸时，有机物质发生的氧化还原反应的原理对一体式射流曝气膜生物反应器处理废水的情况进行了分析，以及对膜生物反应器的优缺点及改进思路进行了探讨，成果分别发表在《环境科学与技术》和《江苏环境科技》期刊上。在生态环境、可持续发展和资源利用方面，如对城镇化过程中水环境变化及影响因子分析和盛泽湖湿地生态恢复初探等方面进行了研究，并分别在《江苏环境科技》和《环境科学与管理》期刊上发表了研究成果。在重金属形态分析研究方面，研究生应用课堂上学习到的关于土壤中重金属形态分析的基本原理和

利用超声波或微波的能量能加速萃取样品中组分和缩短操作时间，如对利用微波能进行土壤中重金属形态分析进行了较系统的研究，与常规的Tessier法比较，使重金属前4步形态的操作时间从17.5小时缩短为14分钟，并改善了萃取效率。研究成果已在《苏州科技学院学报(工程版）》上发表。

土壤缺氧的原因范文篇10

【关键词】污染土壤；微生物；修复原理；修复技术

土壤污染已经成为全球性的重要环境问题之一。由于矿山开采、金属冶炼以及工业污水和污泥的农业应用，大量的有毒有害重金属元素进入土壤系统，在土壤中的滞留时间长，具有难降解性、隐蔽性和不可逆性的特点，不仅导致土壤的退化、农作物产量和品质的降低，而且还可能通过食物链危及人类的健康和生命。

目前，用于土壤重金属污染治理的方法包括物理修复、化学修复和生物修复。物理修复、化学修复虽能达到一定的效果，但是能耗大、二次污染等问题也限制了其应用[1]，尤其对于大面积有害的低浓度重金属污染，更是难以处理。重金属污染土壤的原位生物修复是利用各种天然生物过程而发展起来的一种现场处理土壤环境污染的技术，可利用生物削减土壤中重金属含量或降低重金属毒性[2]。根据修复主体的不同，它主要分为微生物修复、植物修复和植物-微生物联合修复。微生物修复较物理修复、化学修复有着无可比拟的优越性，操作简单、处理费用低、效果好，对环境不会造成二次污染，可以就地进行处理等，具有很大的潜力和广阔的应用前景。

1.微生物修复机理

重金属对人的毒性作用常与它的存在状态有密切的关系。一般地说，金属存在形式不同，其毒性作用也不同。微生物不能降解和破坏重金属，但可以对土壤中的重金属进行固定、移动或转化，改变它们在土壤中的环境化学行为，可促进有毒、有害物质解毒或降低毒性，从而达到生物修复的目的。

1.1微生物的转化作用

微生物对重金属的转化作用包括氧化还原作用、甲基化与去甲基化作用以及重金属的溶解和有机络合配位降解。土壤中的一些重金属元素可以多种价态和形态存在，不同价态和形态的溶解性和毒性不同，可通过微生物的氧化还原作用和去甲基化作用改变其价态和形态，从而改变其毒性和移动性。

1.1.1氧化还原作用

微生物可通过改变重金属的氧化还原状态，使重金属化合价发生变化，改变重金属的稳定性。Silver等[3]提出，在细菌作用下氧化还原是最有希望的有毒废物生物修复系统。微生物能氧化土壤中多种重金属元素，某些自养细菌如硫-铁杆菌类（Thiobacillusferrobacillus）能氧化As、Cu、Mo和Fe等，假单孢杆菌属（Pseudomonas）能使As、Fe和Mn等发生生物氧化，降低这些重金属元素的活性。微生物对重金属的转化作用常见的有对铬、汞、硒和砷等的转化。如假单胞菌（Pseudomonadsp.）可以把六价铬还原为三价铬，从而降低其毒性[4]。

1.1.2甲基化与去甲基化作用

微生物可通过改变重金属的甲基化和去甲基化作用改变重金属的环境效应。Fwukowa从土壤中得到假单胞杆菌K-62，它能分解无机汞和有机汞而形成元素汞，元素汞的生物毒性比无机汞和有机汞低得多。Frankenber等通过耕作、优化管理、施加添加剂等来加速硒的原位生物甲基化，使其挥发而降低硒的毒性，此生物技术已在美国西部灌溉农业中用于清除硒污染[5]。有些真菌和细菌能使无机As转化为挥发性有机As，从而降低其毒性[6]。

1.1.3重金属溶解或配位络合作用

一些微生物，如动胶菌、蓝细菌、硫酸盐还原菌以及某些藻类，能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白等具有大量的阴离子基团，与重金属离子形成络合物。如Bargagli在Hg矿附近土壤中分离得到很多高级真菌，一些菌根种和所有腐殖质分解菌都能积累Hg达到100mg/kg土壤干重[7]。

1.2微生物的积累和吸着作用

土壤中重金属离子有5种形态：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残渣态。前3种形态稳定性差，后2种形态稳定性强。重金属污染物的危害主要来自前3种不稳定的重金属形态[6]。微生物固定作用可将重金属离子转化为后两种形态或积累在微生物体内，从而使土壤中重金属的浓度降低或毒性减小。微生物固定作用有胞外吸附作用、胞外沉淀作用和胞内积累作用3种形式。其作用方式有以下几种：①金属磷酸盐、金属硫化物沉淀；②细菌胞外多聚体；③金属硫蛋白、植物螯合肽和其他金属结合蛋白；④铁载体；⑤真菌来源物质及其分泌物对重金属的去除[8]。

1.2.1胞外吸附作用

胞外吸附作用主要是指重金属离子与微生物的产物或细胞壁表面的一些基团通过络合、螯合、离子交换、静电吸附、共价吸附等作用中的一种或几种相结合的过程[2]。许多研究表明细菌及其代谢产物对溶解态的金属离子有很强的络合能力，这主要因为细菌表面有独特的化学组成。细胞壁带有负电荷而使整个细菌表面带负电荷，而细菌的产物或细胞壁表面的一些基团如-COOH、-NH2、-SH、-OH等阴离子可以增加金属离子的络合作用[9]。研究表明，许多微生物，包括细菌、真菌和藻类可以生物积累（bioaccumulation）和生物吸着（biosorption）环境中多种重金属和核素[10]。一些微生物如动胶菌、蓝细菌、硫酸盐还原菌以及某些藻类，能够产生胞外聚合物如多糖、糖蛋白等具有大量的阴离子基团，与重金属离子形成络合物。

1.2.2胞外沉淀作用

胞外沉淀作用指微生物产生的某些代谢产物与重金属结合形成沉淀的过程。在厌氧条件下，硫酸盐还原菌中的脱硫弧菌属（Desulfovibrio）和肠状菌属（Desulfotomaculum）可还原硫酸盐生成硫化氢，硫化氢与Hg2+形成HgS沉淀，抑制了Hg2+的活性[11]。某些微生物产生的草酸与重金属形成不溶性草酸盐沉淀。

1.2.3胞内积累作用

胞内积累作用是指重金属被微生物吸收到细胞内而富集的过程。重金属进入细胞后，通过区域化作用分布在细胞内的不同部位，微生物可将有毒金属离子封闭或转变成为低毒的形式[12]。微生物细胞内可合成金属硫蛋白，金属硫蛋白与Hg、Zn、Cd、Cu、Ag等重金属有强烈的亲合性，结合形成无毒或低毒络合物。如真菌木霉、小刺青霉和深黄被包霉通过区域化作用对Cd、Hg都有很强的胞内积累作用[13]。研究表明，微生物的重金属抗性与MT积累呈正相关，这使细菌质粒可能有抗重金属的基因，如丁香假单胞菌和大肠杆菌均含抗Cu基因，芽孢杆菌和葡萄球菌含有抗Cd和抗Zn基因，产碱菌含抗Cd、抗Ni及抗Co基因，革兰氏阳性和革兰氏阴性菌中含抗As和抗Sb基因。Hiroki[14]发现在重金属污染土壤中加入抗重金属产碱菌可使得土壤水悬浮液得以净化。可见，微生物生物技术在净化污染土壤环境方面具有广泛的应用前景。

2.重金属污染土壤微生物修复技术及其研究进展

微生物修复重金属污染的技术主要为原位修复和异位修复。微生物原位修复技术是指不需要将污染土壤搬离现场，直接向污染土壤投放N、P等营养物质和供氧，促进土壤中土著微物或特异功能微生物的代谢活性，降解污染物主要包括：生物通风法（bioventing）、生物强化法（enhanced-bioremediation）、土地耕作法（1andfarming）和化学活性栅修复法（chemicalactivatedbar）等几种。异位微生物修复是把污染土壤挖出，进行集中生物降解的方法。主要包括预制床法（preparedbed）、堆制法（compostingbiorernediation）及泥浆生物反应器法（bioslutrybioreactor）。

2.1生物刺激技术

生物刺激即向污染的土壤中添加微生物生长所需的氮、磷等营养元素以及电子受体，刺激土著微生物的生长来增加土壤中微生物的数量和活性。关于这方面的研究国外文献已有报道。ReddyKR，CutrightTJ对铬污染土壤的微生物修复进行的研究表明，限制铬污染场地修复进程的一个共同因素是污染场地通常缺乏足够的营养以供引进的外来微生物或土著微生物生长，以至这些微生物自身具备的还原Cr6+的潜力得不到充分发挥；为使其潜力得到充分发挥，需向其生活的环境中投加营养物质来刺激铬还原菌的新陈代谢和繁殖，促进铬污染土壤的修复[15]。HigginsTE将堆肥、鲜肥、牛粪、泥炭加入铬污染土壤进行原位修复，提高了修复效果[16]。

2.2生物强化技术

生物强化技术即向重金属污染土壤中加入一种高效修复菌株或由几种菌株组成的高效微生物组群来增强土壤修复能力的技术。所加入的高效菌株可通过筛选培育或通过基因工程构建，也可以通过微生物表面展示技术表达重金属高效结合肽，从而得到高效菌株。

2.2.1高效菌株筛选

高效菌株有2个来源：一是从重金属污染土壤中筛选；二是从其他重金属污染环境中筛选。从重金属污染土壤中筛选分离出土著微生物，将其富集培养后再投入到原污染的土壤，这是本土生物强化技术（本土生物强化技术是由日本科学家UenoA等人于2007年首次提出的[17]）。筛选、富集的土著微生物更能适应土壤的生态条件，进而更好地发挥其修复功能。目前已从Cr（VI）、Zn、Pb污染土壤中筛选分离出菌种Pseudo-monasmesophillca和maltophiliaP，Barton等对这2种菌株去除Se、Pb毒性的可能性进行了研究，发现上述菌种均能将硒酸盐、亚硒酸盐和二价铅转化为不具毒性且结构稳定的胶态硒与胶态铅。Robinson等研究了从土壤中筛选的4种荧光假单胞菌对Cd的富集与吸收效果，发现这4种细菌对Cd的富集达到环境中的100倍以上[1]。

2.2.2基因工程菌构建

基因工程可以打破种属的界限，把重金属抗性基因或编码重金属结合肽的基因转移到对污染土壤适应性强的微生物体内，构建高效菌株。由于大多数微生物对重金属的抗性系统主要由质粒上的基因编码，且抗性基因亦可在质粒与染色体间相互转移，许多研究工作开始采用质粒来提高细菌对重金属的累积作用，并取得了良好的应用效果[18]。

2.2.3微生物表面展示技术

微生物表面展示技术是将编码目的肽的DN段通过基因重组的方法构建和表达在噬菌体表面、细菌表面（如外膜蛋白、菌毛及鞭毛）或酵母菌表面（如糖蛋白），从而使每个颗粒或细胞只展示一种多肽[19]。微生物表面展示技术可以把编码重金属离子高效结合肽的基因通过基因重组的方法与编码细菌表面蛋白的基因相连，重金属离子高效结合肽以融合蛋白的形式表达在细菌表面，可以明显增强微生物的重金属结合能力，这为重金属污染的防治提供了一条崭新的途径。

LamB、冰晶蛋白、凝集素、a-凝集素和葡萄球菌蛋白A都是表面蛋白，在微生物表面展示技术中用来定位、锚定外源多肽[20-21]。SousaC等将六聚组氨酸多肽展示在E.coliLamB蛋白表面，可以吸附大量的金属离子，重组菌株对Cd2+的吸附和富集比E.coli大11倍[22]；XuZ、LeeSY将多聚组氨酸（162个氨基酸）与OmpC融合，重组菌株吸附Cd的能力达32mol/g干菌[23]；SchembriMA等将随机肽库构建于E.coli的表面菌毛蛋白FimH粘附素上，经数轮筛选和富集，获得对PbO2、CoO、MnO2、Cr2O3具有高亲和力的多肽[24]；KurodaK、UedM将酵母金属硫蛋白（YMT）串联体在酵母表面展示表达后，四聚体对重金属吸附能力提高5.9倍，八聚体提高8.7倍[25]。表面展示技术用于重金属污染土壤原位修复的研究虽然取得了许多成果，但离实际应用尚有一段距离。其主要原因是用于展示金属结合肽的受体微生物种类及适应性有限，并且缺乏选择金属结合肽的有效方法[19]。

3.结论与展望

从目前来看，微生物修复是最具发展和应用前景的生物修复技术，人们在微生物材料、降解途径以及修复技术研发等方面取得了一定的研究进展，并展示了一些成功的修复案例。但重金属污染土壤原位微生物修复技术目前还存在以下几个方面的问题：（1）修复效率低，不能修复重污染土壤。（2）加入到修复现场中的微生物会与土著菌株竞争，可能因其竞争不过土著微生物，而导致目标微生物数量减少或其代谢活性丧失。（3）重金属污染土壤原位微生物修复技术大多还处于研究阶段和田间试验与示范阶段，还存在大规模实际应用的问题。（4）微生物个体微小，难以从土壤中分离；重金属回收困难。

污染场地应用是各种生物修复技术研发的最终目的。一般说来，实验室的微生物修复研究，因修复条件较为理想化，扰因素极少，其修复可能很好。如一旦将室内的微生物修复技术放大到现场条件下，干扰因素复杂，一系列的新问题可能会出现，甚至可能会遭致完全否定等现象。因此，微生物修复技术的场地应用是一项复杂的系统工程，必须融合环境工程、水利学、环境化学及土壤学等多学科知识，创造现场的修复条件，如土地翻耕、农艺措施、添加物质、高效微生物、植物修复，季节更替等，构建出一套因地因时的污染土壤田间修复工程技术。

参考文献：

[1]牛之欣，孙丽娜，孙铁珩.重金属污染土壤的植物-微生物联合修复研究进展[J].生态学杂志，2009，28（11）：2366-2373.

[2]林春梅.重金属污染土壤生物修复技术研究现状[J].环境与健康杂志，2009，25（3）：273-275.

[3]Silver，S.BioteclmolBriding[J].ResAppl.，1991：265-289.

[4]McLeanJ.，BeveridgeT.J.ChormateReductionbyaPseudomonadIsolatedfromaSiteContaminatedwithChromatedCopperArsenate[J].Appl.Environ.Microbiol.，2001，67：1076-1084.

[5]滕应，黄昌勇.重金属污染土壤的微生物生态效应及其修复研究进展[J].土壤与环境，2002，11（1）：85-89.

[6]宋志海.漳州市农田土壤重金属污染现状与生物修复防治对策[J].福建热作科技，2008，33（3）：34-36.

[7]BargagliR.，BaldiF.Mercuryandmethylmercuryinhigherfungiandtheirrelationwiththesubstratainacinnabarminingarea[J].Chemosphere，1984，13（9）：1059-1071.

[8]滕应，罗永明，李振高.污染土壤的微生物修复原理与技术进展[J].土壤，2007，39（4）：497-502.

[9]王保军.微生物与重金属的相互作用[J].重庆环境科学，1996，18（1）：35-38.

[10]沈德中.污染环境的生物修复[M].北京：化学工业出版社，2002.

[11]刘俊平.山西省农田重金属污染生物防治研究[J].山西农业科学，2008，36（6）：16-17.

[12]王海峰，赵保卫，徐瑾，等.重金属污染土壤修复技术及其研究进展[J].环境科学与管理，2009，34（11）：15-20.

[13]LedinM.，KrantzRulckerC.，AllardB.Zn，CdandHgAccumulationbyMicroorganisms，OrganicandInorganicSoilComponentsinMult-compartmentSystems[J].SoilBiochem.，1996，28（6）：791-799.

[14]HirokiM.Effectsofheavymetalcontaminationonsoilmicrobialpopulation[J].SoilSci.plantNutr.，1992，38：141-147.

[15]ReddyK.R.，CutrightT.J.NutrientAmendmentfortheBioremediationofaChromium-contaminatedSoilbyElectrokinetics[J].EnergySources，PartA：Recovery，UtilizationandEnvironmentalEffects，2003，25（9）：931-943.

[16]HigginsT.E.InSituReductionofHexavalentChromiuminAlkalineSoilsEnrichedwithChromiteOreProcessingResidue[J].AirandWasteManage.Assoc.，1998，48：1100-1106.

[17]UenoA.，ItoY.，YamamotoI.，etal.IsolationandCharacterizationofBacteriafromSoilContaminatedwithDieselOilandthePossibleUseofTheseinAutochthonousBioaugmentation[J].MicrobiolBiotechnol.，2007，23：1739-1745.

[18]陈范燕.重金属污染的微生物修复技术[J].现代农业科技，2008，24：296-299.

[19]泉薛，沿宁，王会信.微生物展示技术在重金属污染生物修复中的研究进展[J].生物工程进展，2001，21（5）：48-51.

[20]高蓝，李浩明.表面展示技术在污染环境生物修复中的应用[J].应用与环境生物学报，2005，11（2）：256-259.

[21]GaddG.M.BioremedialPotentialofMicrobialMechanismsofMmetalMobilizationandImmobilization[J].CurrOpinBiotech-nol.，2000，11（3）：271-279.

[22]SousaC.，CebollaA.，DeLorenzoV.EnhancedMetalLoadSorptionofBacterialCellsDisplayingPoly-HisPeptides[J].NatureBiotechnology，1996，14：1017-1020.

[23]XuZ.，LeeS.Y.DisplayofPolyhistidinePeptidesontheEscherichiaColiCellSurfacebyUsingOuterMembraneProteinCasanAnchoringMotif[J].ApplEnvironMicrobiol.，1999，65：5142-5147.

土壤缺氧的原因范文

关键词：大棚黄瓜；测土配方施肥；原则；方法

中图分类号：S642.2文献标识码：A文章编号：1674-0432（2011）-01-0047-1

近年来，我们在大棚黄瓜的生产上进行了测土配方施肥，收到了很好的节本增效效果。现将大棚黄瓜的测土配方施肥技术介绍如下：

1大棚黄瓜的需肥特性

大棚黄瓜对营养元素的吸收大致与其生长发育进程同步，即对营养元素的吸收随生长量的增加而增加。对三要素的要求具体如下：

1.1对氮素的要求

氮素是影响黄瓜生长发育的最重要元素。缺氮时，黄瓜表现为茎叶细小，褪绿且生长缓慢，导致减产。但黄瓜对氮素的适用范围较窄，当氮素过剩的时候就会出现幼苗新叶老化，向内侧翻卷，花芽分化延迟，叶浓绿，生长点逐渐停止生长，易出现畸形瓜。

1.2对磷素的要求

缺磷对产量的影响要低于缺氮和钾的影响，且施入土壤中的磷肥当茬被黄瓜吸收的很少，94.0%的含磷量来自土壤。但是，试验也证明，黄瓜全生育期不可缺磷，特别是播种后的20-40天内磷肥效果更为明显。

1.3对钾素的要求

钾素也是黄瓜吸收量最大的元素之一。在产量的反应上，缺钾与缺氮一样，产量明显下降，可比全肥区减产19.1%。黄瓜对施入的钾肥利用率比氮、磷高，据计算，生产4000kg黄瓜时，吸收K2O13.5kg，其中64.1%来自土壤，23.9%来自追施的钾素化肥，利用率为23.9%。

因此，在大棚黄瓜的生产上应注重氮、磷、钾的合理施用，体现中氮、低磷、高钾的配比原则。

2施肥标准

每666.7m2覆膜区黄瓜植株养分最大吸收量（kg）为氮12.85、五氧化二磷11.27、氧化钾19.18、氧化钙29.75、氧化镁7.63，平均每生产1000kg黄瓜养分吸收量为氮1.80、五氧化二磷1.58、氧化钾2.68、氧化钙4.16、氧化镁1.07，而对照区（无地覆膜盖）则相应为2.24、2.25、3.13、5.39和1.09kg，说明黄瓜覆膜栽培有显著的增产节肥的作用。另外，无论覆膜区和对照区，氧化钙的吸收量始终居于首位。

3大棚黄瓜配方施肥的指导原则

根据我地大棚黄瓜产区土壤营养状况，我地大棚黄瓜须注重增施有机肥，提高土壤有机质含量，培肥地力，采取有机肥与化肥配合使用，补施微肥的策略。在化肥施用上要注意氮、磷、钾合理配比，适当减少单位面积化肥施用总量。

在有条件的地方，积极推广测土配方施肥，通过取样及土样分析，针对性地提出合理的氮、磷、钾配比，同时配施适量的中微量元素，生产或配制成黄瓜专用配方肥，直接用于大棚黄瓜的生产，促进黄瓜增产增收。

4施肥方法

黄瓜根系不发达，分布较浅，吸收力较弱，对土壤通气条件要求也较高。这些基本特性与施肥方法关系密切，如肥料施用不当，很容易影响其生长发育及产量。

4.1创造苗期良好的营养条件

黄瓜幼苗根系主要分布于土表10cm范围内，幼苗根系发育及养分的吸收要求良好的土壤通气条件，而且由于吸肥力较弱，肥料浓度过高，特别是氮素化肥施用量过大易造成肥烧伤害或抑制秧苗生长，幼苗也易出现“花包顶”现象。为创造苗期良好的营养条件，首先应配制肥沃而通气良好的床土。如配制床土的速效氮含量达到100-150mg/kg，即不再增施氮素化肥，可适当增施磷、钾肥，促进秧苗的生长及发育。配置床土的有机肥必须充分腐热，以防烧根。

4.2重施优质有机基肥

黄瓜的根系特点决定了它对有机肥的施用有着特殊的要求。一般来说，在有机质含量较高（大于3%）的土壤上栽培黄瓜，容易获得高产。在土壤有机质含量较低时，更应重视有机肥的施用。有机肥的用量一般视土壤有机质的含量而定，一般一亩施用5000kg农家肥和30-50kg复合肥。磷、钾肥均可与有机肥一起做基肥施入。为保证黄瓜定植缓苗后氮素的营养需要，也可在定植沟内施少量氮素化肥。

4.3勤施少施追肥

黄瓜枝叶繁茂，在支架栽培条件下,叶面积指数可达5-6以上，果实产量高，对养分的需求量大；但黄瓜根系浅，吸收力较弱，不耐化肥含量较高的土壤，不宜一次给肥太多，以免浪费或造成生理障碍，必须在追肥上勤施少施，才能满足其高产的要求。

定植缓苗后可施一次提苗肥，一般每亩不超过10kg（尿素）。当植株黄瓜开始坐果生长后，植株由以营养生长为中心过度到以生殖生长为中心，可进行第二次追肥。进入结瓜期后，生长量急剧增加，很快进入产量高峰期，需肥量也逐渐达到高峰。这个阶段应每周追肥一次（随水施入），以氮素化肥为主，为补充这一时期的营养，也可以用根外喷施的方法施用氮、磷、钾、硼、锌等肥料，不仅可以起到补肥增产的作用，还可以防止微量元素缺乏症的出现。

参考文献

土壤缺氧的原因范文篇12

关键词：土壤；地下水；有机污染物；修复技术

引言

现阶段，土壤和地下水污染的形式愈发的严峻，不仅会影响自然生态系统，而且土壤生产出来农作物也会危害人们的身体健康，此外，土壤和地下水的数量终究是有限的，不能让污染范围进一步扩大，因此，相关单位必须重视对有机污染物的修复，加大资金投入的力度，完善修复技术，尽量消除有机污染物对土壤和地下水的影响。

1土壤污染的危害性分析

1.1土壤污染来源分析

土壤污染可以分为有机物污染，重金属污染，放射性元素污染等几种类型，除了重工业企业产生的污染物，有害气体，汽车尾气的排放是土壤污染的主要来源之外，农民使用农药，肥料浇灌农田，铺设塑料薄膜，人们生活所产生的垃圾，生活污水通过地表渗入到土壤或是农田中，或是直接汇入河流，也会导致土壤污染的出现。这些污染物会使土壤肥力下降，减少了农作物产量，部分有害物质还会直接进入农产品中，通过食物链被富集在人的身体内部，对人体健康造成危害。

1.2土壤污染物特征分析

人类活动会让大量污染物积累在土壤中，土壤无法完成自净，就会导致土壤环境恶化，也就是土壤污染。土壤污染因为具有隐蔽性和滞后性，而与其他类型的污染存在着差异，大气污染和水污染可以采取饮食和呼吸方式直接进入到人体内，而土壤受到污染时，不会直接将污染状况显现出来，而是通过农作物的生长状况进行反应，人体在食用这些农作物时就会间接的感受到土壤污染对人们的伤害，很难轻易的发现。此外，滞后性导致土壤污染的时间越长，所造成的危害就越严重，污染物会在这段时间内大量积累，之后就很难将其修复[1]。

2地下水调查分析

地下水调查的范围包括地下水周围的环境，水质状况等，通常是采用抽样采集的方法进行调查，会对环境发展造成一定的影响，而对污染性企业进行地下水调查时，则需要在企业周围地区对土壤污染状况进行相关调查。第一，要了解企业用水状况，找到污染源和污染排放口的具体位置，并采集排放废物，分析过后再与排放量和渗透量之间进行对比，根据污水排放的时间，地点，排放量等数据详细的进行研究；第二，充分了解企业生产过程中排放污染物的渠道，污染物排放口通向的区域和已经造成污染的水源；第三，调查企业内部的污水排放池，这将会对企业的内部调整产生一定的影响。在具体调查时，要清楚的知道到污水排放池的排水口所处的位置，以及污水排放池和排水口的体积和容积，充分了解企业排污过程中的每个环节；第四，除了主要污染源之外，还要对其他污染源进行调查和了解，根据污染程度完成相关分析；第五，明确其固体污染物的堆放位置，处理固体污染物时，通常采取的方式是填埋，在填埋之前，要清楚固体污染物堆积的各项数据，明确其中的各类有害物质。

3土壤和地下水修复技术分析

3.1化学修复技术

在对土壤污染物进行修复时，先要明确有机污染物的挥发性质和具体含量，才能采用合适的技术完成修复。处理土壤中有机污染物的过程中，通常是采用化学氧化的方式进行修复，使用的药品为硫酸盐。芬顿试剂本身具有一定的氧化性，能够对许多有机污染物进行氧化分解，与其他化学试剂相比，氧化性更强，氧化分解的效果更好，对周边压力和温度等氧化条件的限制较小，能够更快的进行反应，可以有效的运用在需要较短时间内完成土壤修复的项目中。当硫酸盐发生活化时，会产生硫酸根离子，硫酸根离子本身的氧化能力与硫酸盐相比更强，这两种氧化方式都具备不同的优点和缺点，最为合适的适用范围也存在着不同，因此，可以将二者结合起来，尽量减少相关缺陷，实现更强的修复效果。此外，芬顿修复技术在处理地下水污染时也能够显现出良好的使用效果，减少地下水修复的成本支出，是处理废水过程中的关键性技术，但是很容易被环境的酸碱度影响，要想完成氧化分解就要让芬顿试剂处于酸性条件下才能够进行，氧化分解过后还会出现元素的残留，将造成二次污染。硫酸盐修复的范围更加广泛，但是并不能将土壤中的污染物完全去除，完成修复需要较长的时间，在修复过程中也极容易与其他污染物产生反应，导致新型污染物的出现，进而影响最终降解效果。在处理挥发性有机污染物时，通常是采用常温热解析的方式进行，利用光催化技术，在常温状况下对污染物进行处理，将其分解为水和二氧化碳，与其他修复方法相比，这种方式所需的环境条件较为温和，修复效率更高，但是修复时，催化剂极易出现失活现象，这将会导致部分产物不能够降解，进而对周边环境造成二次污染。在修复土壤的时候，要想让产物完全降解，可以将其转移到液相，这样可以增强修复效益，在这个过程中，会极大的增加氯化钙药品的消耗成本和技术成本，还会对这种修复效果造成一定的影响，因此可以将这项技术与其他技术相结合，从而达到最佳修复效果。可以增加一定数量的活性炭，对这些很难降解的污染物进行吸附，让部分污染物可以催化，多次利用活性炭完成修复，两种方法相互协同可以有效的提高实际修复效果，还会增强相关单位的经济效益[2]。

3.2生物修复技术

3.2.1修复土壤污染利用生物修复技术修复土壤污染时，通常是将污染物放置在土壤中，将原本有害的污染物变得无害。之所以会出现这种转变，是因为改变了土壤的物理，化学条件或是降解微生物过于特别可以完成污染物的转变工作。利用这种生物修复技术处理土壤污染物具有很多优势，首先，利用生物修复技术修复土壤污染所需成本更低，不会给相关单位造成巨大的经济负担，其次，这种技术不会对土壤造成二次污染，并且与其他技术相比修复效率更高，基本上可以将污染物完全氧化，尤其是对于分子量低的污染来说，修复效果更佳。更加重要的是技术操作较为简便，可以直接在原本的位置完成操作过程。一般情况下来说，利用生物修复技术完成土壤的修复可以采取三种形式进行，第一，就地处理法，对土壤进行处理之后，直接将污染物放在土壤或是经过施肥和石灰处理的场地上，当土壤的营养，水分和pH等化学物质能够保持在相对稳定的状态时，就可以完成降解，降解使用的微生物是原本土壤中就存在的微生物群系，要想增强土壤的降解能力，也可以在土壤中放入特有的微生物，提高微生物修复效率；其次，原位处理法，这种方法可以不用对土壤进行搅动，直接进入渗透性较强的不饱和土壤中对污染物进行生物降解，可以加大土壤的供氧力度，提高土壤的营养程度，接种细菌来增强土壤的降解力，也可以抽取一定量的地下水将其放置在地表，经过生物处理后，在将其放回原本位置，不断重复这样操作，从而完成对土壤的改良；第三，生物反应器法，这种方式较为特别，需要利用生物反应器这一专门用来处理土壤污染的装置，可以直接将其放置在污染地上，将污染物处理过后制成泥浆后放到生物反应器里面，它可以在降解的过程中，让生物存在于最为合适的降解环境内，从而达到最佳修复效果[3]。

3.2.2修复地下水污染当土壤表面的环境受到污染时，也会对地下水的水质造成严重的影响，部分地区地下水作为主要的饮水来源，极易对人体的生命安全造成威胁，修复地下水污染时，可以使用多种生物修复技术，一般情况下，不同的污染物对地下水的污染状况是不同的，所以在选择修复技术时，应该从实际污染物的状况出发，与之相结合完成技术的选择。生物注射法主要是通过对空气加压，将空气注射到被污染后的地下水中，让水中的气流加速从而实现污染物的降解，这种方式可以延长一定的停留时间，加强修复效率，如果将空气变为表面活性剂微泡再将其注射到被污染后的地下水，可以给地下水中的微生物输送空气和营养物质，加快其代谢效率；有机粘土法可以有效的控制地下水的自由移动状况，将季铵盐阳离子表面活性剂直接注射到蓄水层当中，能够形成一个吸附区，从而实现对污染物的控制，让周边的微生物完成对吸附区中污染物的降解。生物反应器法需要将地下水抽提到地面上，放置在反应装置中进行氧化分解，之后再将其回灌到土壤中，由于生物反应器会定时补充氧气和营养物，所以回灌时会增加地下水中的氧气和营养物含量，这样就可以加快降解速度。就目前的生物技术而言，将地下水和回注系统结合起来，能够有效的减少修复成本的投入，还能在较短时间内完成修复，是当前效率最佳的一种修复方式。大多数生物修复技术是在好氧环境中进行，但是在厌氧条件下完成修复也极具潜力，因此，今后要提高对厌氧修复的研究[4]。