土壤的固磷機制范文

導語：如何才能寫好一篇土壤的固磷機制，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公文云整理的十篇范文，供你借鑒。

篇1

關鍵詞：叢枝菌根（Arbuscular mycorrhizal，AM）；土壤磷；磷營養；磷形態；菌根效應

中圖分類號：Q945.12 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）08-1908-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.08.002

Abstract： Arbuscular mycorrhizal （AM） fungi are widely distributed in the terrestrial ecosystem， and form mutualistic symbiosis with the majority of higher plants. It has been widely confirmed that， AM fungi can improve the nutritional status of the host plants， especially the phosphorus nutrition. AM fungi promote phosphorus uptake by plant from soil， but mycorrhizal effects vary with environmental conditions such as phosphorus status in both soil and plants. This treatise summarizes the mechanisms underlying soil phosphorus uptake and transport mediated by AM fungi， the mechanisms by which AM fungi improve the phosphorus nutritional status of plants， and the effects of phosphorus levels and forms in soil on mycorrhizal effect. Future prospects are also discussed.

Key words： arbuscular mycorrhizae（AM）； soil phosphorus； phosphorus nutrition； phosphorus forms； mycorrhizal effects

磷是植物生長必需的礦質元素之一，它不僅是植物中重要化合物的組成成分，也是植物體內能量載體的主要組分和提供者，它以多種途徑參與植物體內的各種代謝過程，對植物的生理生化調節有著重要作用[1]。但是由于土壤對磷的化學固定作用， 使得土壤中大部分磷難以被植物利用，植物可吸收利用的有效磷嚴重缺乏。另一方面，磷肥的大量施用不僅耗竭現有的磷礦資源，而且使農田土壤環境、水環境受到污染，破壞生態平衡[1，2]。

叢枝菌根（Arbuscular mycorrhizal，AM）是自然界中普遍存在的植物-真菌共生體[3]，是目前已探明的與植物關系最為密切的土壤微生物之一[4，5]。叢枝菌根對生態系統具有重要意義，不僅在促進磷素吸收方面有突出的作用[6]，還能改善植物對環境的適應性，對外界環境的脅迫起到很好的緩解作用，促進植物生長有益的元素的吸收，同時降低重金屬等對植物不利元素的吸收[7-10]。因此，叢枝菌根在污染土壤修復[11]、農藥殘留控制[12]等領域有廣泛的應用。但是，不少研究表明菌根效應受土壤磷水平和形態的影響。本文主要綜述了叢枝菌根真菌對植物磷營養的改善，以及磷營養狀況與菌根效應的關系，同時提出了需要進一步完善和深入研究的領域。

1 AM真菌對磷的吸收和轉運機制

菌根植物可以通過根毛和菌絲兩種途徑從土壤中吸收磷。大多數研究表明，植物的大部分磷是通過菌絲吸收和運輸的。已經從AM真菌菌絲中分離到4個磷酸鹽轉運基因（表1）。Sokolski等[13]從Glomus屬10種25個菌株中鑒定出磷酸鹽轉運基因，這說明磷酸鹽轉運基因很可能廣泛存在于AM真菌中。

AM真菌外生菌絲的磷酸鹽轉運蛋白將從土壤中吸收的磷轉運到菌絲內，并在聚磷酸酶的作用下合成聚磷酸鹽，儲存于AM真菌的液泡中[33-35]。與植物根系相比菌絲具有較大的磷酸鹽親和力，即使在低磷土壤中菌絲也能吸收磷，菌根植物吸收磷的臨界濃度（Cmin）降低，這使得寄主植物的磷吸收范圍擴大[36]。

在磷的整個吸收轉運過程中，磷在叢枝和植物共生界面的卸載速率可能是制約叢枝菌根磷吸收的關鍵[37]。在這過程中，磷不僅是AM菌根吸收轉運的主要營養物質，同時磷本身又是一種信號物質，能調控AM真菌共生體系[38]。AM共生體系能感知信號并作出反應，當植物受到磷脅迫時，不僅能促進植物菌絲、叢枝中磷的吸收運輸速率，還能提高植物的菌根化水平，進而促進植物對土壤中磷的吸收。

2 AM真菌改善植物磷營養的機理

2.1 AM真菌調控植物中的磷酸鹽轉運基因

眾多研究表明，AM真菌的調控植物組織中的磷酸鹽轉運基因，從而進一步影響植物磷營養。已經從小麥、水稻、煙草、馬鈴薯等10余種作物中鑒定出30多個受AM真菌調控的磷酸鹽轉運基因（表1）。

2.2 擴大植物吸收面積

土壤中的磷不易移動，并且磷酸根易被Fe、Al等金屬離子固定，或與土壤中的膠體結合形成難溶性磷。據統計，土壤中不能被植物直接吸收利用磷達到95%。植物根系周圍的磷被根系吸收后得不到及時的補充，而形成“缺磷區”。AM真菌形成的根外菌絲可以延伸穿過“缺磷區”，吸收缺磷區以外土壤中的磷。菌根的菌絲可向根外延伸至11.7 cm的區域，土壤菌絲體密度為2.5 m/cm3，延伸了“缺磷區”范圍，縮短了根吸收養分的距離[39]，大大增加了土壤磷的空間有效性[40，41]，促進植物對磷元素的吸收。

2.3 菌絲強大的吸收和轉運能力

AM真菌對磷元素的吸收轉運速率較其他土壤養分高，研究表明摩西球囊霉菌絲在10 d內轉運的P遠遠大于S、Zn。在一定的磷濃度下，菌根根系吸收磷速度制約磷的吸收量。菌絲對磷在吸收速率為18×10-14 mol/（cm?s），是非菌根植物的6倍。由于AM真菌菌絲體沒有隔膜，根外菌絲吸收的磷可以隨著菌絲細胞質的流動很快被轉運進而被植物利用。磷在菌絲中的流動速度為20 mm/h，是植物根系的10倍[36]。

2.4 菌根分泌物的活化作用

AM真菌可以活化促進難溶性磷的溶解，開發土壤中新的磷源，促進植物對磷的吸收[42]。由于土壤中磷的存在形態不同，因此AM真菌對磷的活化吸收機制也不盡相同[43]。AM真菌能夠分泌H+和一些酸性化合物，這些分泌物能夠螯合土壤中的鈣、鋁等，使PO3-從土壤難溶性磷酸鹽中釋放出來，增強了土壤中磷的有效性。此外，AM真菌還能分泌酸性磷酸酶，礦化土壤中的有機磷，增強植物根際土壤酸性磷酸酶和堿性磷酸酶的活性[44]，促進植物對磷的吸收利用[45，46]。

2.5 與其他微生物共同作用

在土壤中AM真菌與細菌兩者之間存在相互作用，菌絲際解磷細菌能利用根外菌絲的分泌物參與土壤有機磷的周轉，這將有利于土壤磷素的循環和植物磷養分的吸收[47]。AM真菌與熒光假單胞菌（Pseudomonas fluorescens）[48]、氮營養醋桿菌（Acetobacter diazotrophicus）[49]混合接種試驗均表明，AM與其他微生物相互作用能提高植物的生物量與植株磷含量。

2.6 促進土壤結構的穩定性

AM真菌的侵染能改善土壤的理化性[50]，間接增強植物對土壤中磷的吸收。由于菌絲直徑比植物根系小很多，能夠通過更緊實的土壤區域，增加土壤的容積[51]。AM真菌分泌的含金屬離子的球囊霉素相關土壤蛋白（Glomalin-related soil proteins）[52，53]及其他土壤蛋白，是親水性的黏合劑，在土壤有機質組成、土壤碳循環中起著非常重要的作用，有利于土壤團聚體的形成以及土壤結構的穩定[54-56]。植物根際菌絲的形成分支并不斷地定殖于新的根系，能夠形成龐大的菌絲網[57]。Degens等[58]利用盆栽試驗證明了菌絲網絡的形成使砂質土壤的結構更加穩定。

3 植物磷營養對菌根效應的影響

叢枝菌根能夠改善植物的磷營養狀況，但是菌根效應往往受土壤基礎肥力狀況的影響，尤其是土壤磷。當土壤磷含量較高時可能會影響叢枝菌根的作用，這可能與AM真菌對高濃度磷的耐受性，植物對菌根的依賴性有關。

3.1 不同磷水平的影響

隨著土壤施加無機磷水平的增加，AM真菌侵染率以及對植物貢獻率均降低。李岳峰等[59]的研究表明，過高施磷抑制了AM真菌對水稻/綠豆幼苗的侵染，當施磷水平高于20 mg/kg時，AM真菌對寄主植物的貢獻率開始下降。馮艷梅等[60]采用四室隔網培養裝置，在不同磷濃度下研究AM真菌的生長及活性影響，也同樣發現低磷能促進菌根效應。但當磷濃度達到250、500 mg/kg時，菌根效應受到了抑制，AM真菌不能促進植物的生長和磷的吸收。利用菌根缺陷型和野生型西紅柿研究發現，菌根效應受到土壤磷含量的顯著影響，低磷條件下菌根效應更突出，寄主植物對土壤Zn污染的抵抗能力更強，生物量也較大[61，62]。在用三室培養系統研究G. mosseae對紅三葉Zn吸收的研究中，在土壤磷含量充足的情況下，接種AM真菌對植物生長沒有顯著影響[63]。這些均表明了較高的磷含量抑制了菌根效應。

高磷水平抑制菌根效應，這可能是由于土壤高磷水平改變了植物的磷營養狀況，從而抑制了AM真菌的侵染、菌絲的伸長和生長、AM真菌的代謝活性等[60]，進而抑制了對磷的吸收。其抑制機制可歸納總結為以下幾種：①從植物營養代謝水平，這可能是由于較高磷濃度抑制了營養物質（如碳水化合物）從根系到菌絲轉運，從而影響了菌絲的生長[64-66]。②從細胞水平上分析，這可能是由于隨著土壤磷水平的提高使植物中磷含量也相應地增加，根細胞膜磷脂成分也隨之增加，使得根細胞膜的通透性降低，AM真菌對根系侵染的頻度[67]和與根系形成二次入侵的機會大大降低，從而抑制了菌根的侵染。③從分子水平分析，磷酸鹽（Pi）抑制了AM共生體信號物質獨角金內酯（Strigolactones）的合成與分泌，影響共生途徑中基因的表達等，從而限制了AM真菌與植物的共生體系的建立[38]。

在不同的研究中，所得到的磷抑制濃度存在差異。一方面，這可能是由于研究目的不同導致磷濃度的設置區間范圍不同，有的試驗主要研究土壤磷水平對叢枝菌根的影響[59]，但也有試驗旨在研究施加的磷水平對叢枝菌根效應的影響[60]；另一方面，可能是由于試驗條件，試驗材料如供試土壤基本理化性質、供試菌劑不同，導致了抑制菌根效應的臨界濃度的不同。因此，在研究不同磷水平對叢枝菌根效應的影響時，應根據試驗目的選擇合適的磷濃度范圍。

3.2 不同磷形態的影響

盡管在培養試驗中，一般都以KH2PO4、K2HPO4、Ca（HPO4）2等無機磷作為磷源，但在自然條件下，叢枝菌根所吸收利用的磷一般是土壤中的有機磷，占土壤全磷的20%～50%，有機磷必須水解成正磷酸鹽后才能被吸收利用。因此，磷形態的不同也會影響叢枝菌根真菌的效應。

在相同磷濃度下，無機磷與有機磷對菌根效應的影響不同。利用三室隔網培養法研究發現，施加無機磷菌根侵染率低于有機磷處理，但AM真菌對不同磷源的利用率因接種AM真菌種類的不同而不同[68]。此外，與無機磷相比，叢枝菌根對有機磷的利用具有延遲性，即在植物的生長前期無機磷的效應較大，到生長后期菌絲對有機磷的作用才顯現出來，表現為促進植物生長[69]。這可能是由于不同形態的磷存在有效性差異[70]。

AM真菌對不同有機磷源的利用效率也不同。菌絲利用不同有機磷源的能力大小也存在差異，為卵磷脂>植酸鈉>核糖核酸[71]。其中，植酸鈉為磷酸酶的反應基質，在菌絲分泌的磷酸酶的作用下水解為無機磷，被植物吸收利用，所以其菌根利用率較高。

4 展望

盡管關于叢枝菌根與磷素營養的研究較多，但近幾年研究進展不大，機理的研究不夠深入，一些假設并未得到直接的驗證，未來還應在以下幾個方面加強研究：①叢枝菌根與磷素營養的研究，大多停留在現象的研究，而對機理的研究較少，向更深層次，如分子和蛋白方面，研究磷素營養與叢枝菌根的關系及其相互作用機制；②其研究大部分在盆栽條件下進行，在大田以及實際應用中的研究很少，因此未來應將其研究結果進一步驗證，并與耕作方式[43，59，72]、施肥方式[73-75]相結合；③叢枝菌根在不同領域應用的研究中，如改善植物營養狀況、土壤污染修復應用等，人們應關注土壤磷肥力狀況對AM真菌效應的影響，盡量提高菌根的作用，使其效應最大化。

參考文獻：

[1] ABELSON P H. A potential phosphate crisis[J].Science，1999，283（5410）： 2015-2021.

[2] 全為民，嚴力蛟.農業面源污染對水體富營養化的影響及其防治措施[J].生態學報，2002，22（3）：291-299.

[3] 王 立，賈文奇，馬 放，等.菌根技術在環境修復領域中的應用及展望[J].生態環境學報，2010，19（2）：487-493.

[4] 李曉林，馮 固.叢枝菌根生態生理[M].北京：華文出版社，2001.

[5] SMITH S E， READ D J. Mycorrhizal Symbiosis[M]. New York： Academic Press， 2010.

[6] FENG G， SONG Y， LI X， et al. Contribution of arbuscular mycorrhizal fungi to utilization of organic sources of phosphorus by red clover in a calcareous soil[J]. Applied Soil Ecology， 2003， 22（2）： 139-148.

[7] BI Y L， LI X L， CHRISTIE P. Influence of early stages of arbuscular mycorrhiza on uptake of zinc and phosphorus by red clover from a low-phosphorus soil amended with zinc and phosphorus[J].Chemosphere， 2003， 50（6）： 831-837.

[8] 白來漢，張仕穎，張乃明，等.不同磷石膏添加量與接種菌根對玉米生長及磷、砷、硫吸收的影響[J].環境科學學報，2011，31（11）：2485-2492.

[9] 張 麗，岳獻榮，谷林靜，等.接種叢枝菌根真菌和施用磷石膏對烤煙生長及砷累積的影響[J].農業環境科學學報，2014，33（7）：1294-1303.

[10] 張 麗，張傳光，谷林靜，等.接種Glomus mosseae對磷石膏施用烤煙苗期生長及磷、硫、砷吸收的影響[J].中國農學通報， 2014，30（4）：162-169.

[11] 王發園，林先貴.叢枝菌根與土壤修復[M].北京：科學出版社，2015.

[12] 王發園，陳 欣，孫鮮明，等.接種AM真菌對胡蘿卜生長和辛硫磷殘留的影響[J].環境科學，2010，31（12）：3075-3080.

[13] SOKOLSKI S，DALP？ Y，PICH？ Y.Phosphate transporter genes as reliable gene markers for the identification and discrimination of arbuscular mycorrhizal fungi in the genus Glomus[J].Applied and Environmental Microbiology，2011，77（5）：1888-1891.

[14] HARRISON M J， VAN BUUREN M L. A phosphate transporter from the mycorrhizal fungus Glomus versiforme[J]. Nature， 1995， 378（6557）： 626-629.

[15] MALDONADO-MENDOZA I E， DEWBRE G R， HARRISON M J. A phosphate transporter gene from the extra-radical mycelium of an arbuscular mycorrhizal fungus Glomus intraradices is regulated in response to phosphate in the environment[J]. Molecular Plant-Microbe Interactions，2001，14（10）： 1140-1148.

[16] BENEDETTO A， MAGURNO F， BONFANTE P， et al. Expression profiles of a phosphate transporter gene （GmosPT） from the endomycorrhizal fungus Glomus mosseae[J]. Mycorrhiza， 2005， 15（8）： 620-627.

[17] HALARY S， DAUBOIS L， TERRAT Y， et al. Mating type gene homologues and putative sex pheromone-sensing pathway in arbuscular mycorrhizal fungi， a presumably asexual plant root symbiont[J]. PLoS ONE， 2013， 8（11）： e80729.

[18] ROSEWARNE G M， BARKER S J， SMITH， S E， et al. A Lycopersicon esculentum phosphate transporter （LePT1） involved in phosphorus uptake from a vesicularCarbuscular mycorrhizal fungus[J]. New Phytologist，1999，144（3）：507-516.

[19] RAUSCH C， DARAM P， BRUNNER S， et al. A phosphate transporter expressed in arbuscule-containing cells in potato[J]. Nature， 2001， 414（6862）： 462-470.

[20] HARRISON M J， DEWBRE G R， LIU J. A phosphate transporter from Medicago truncatula involved in the acquisition of phosphate released by arbuscular mycorrhizal fungi[J]. The Plant Cell Online，2002，14（10）：2413-2429.

[21] PASZKOWSKI U， KROKEN S， ROUX C， et al. Rice phosphate transporters include an evolutionarily divergent gene specifically activated in arbuscular mycorrhizal symbiosis[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences，2002，99（20）： 13324-13329.

[22] NAGY R， KARANDASHOV V， CHAGUE V， et al. The characterization of novel mycorrhiza-specific phosphate transporters from Lycopersicon esculentum and Solanum tuberosumuncovers functional redundancy in symbiotic phosphate transport in solanaceous species[J]. The Plant Journal， 2005， 42（2）： 236-250.

[23] GLASSOP D， SMITH S E， SMITH F W. Cereal phosphate transporters associated with the mycorrhizal pathway of phosphate uptake into roots[J]. Planta， 2005， 222（4）： 688-698.

[24] CHEN X， WU F， LI H， et al. Phosphate transporters expression in rice（Oryza sativa L.） associated with arbuscular mycorrhizal fungi （AMF） colonization under different levels of arsenate stress[J]. Environmental and Experimental Botany， 2013， 87： 92-99.

[25] MAEDA D， ASHIDA K， IGUCHI K， et al. Knockdown of an arbuscular mycorrhiza-inducible phosphate transporter gene of Lotus japonicus suppresses mutualistic symbiosis[J]. Plant and Cell Physiology， 2006， 47（7）： 807-817.

[26] CHEN A， HU J， SUN S， et al. Conservation and divergence of both phosphate and mycorrhiza regulated physiological responses and expression patterns of phosphate transporters in solanaceous species[J].New Phytologist，2007，173（4）：817-831.

[27] XU G H， CHAGUE V， MELAMED-BESSUDO C， et al. Functional characterization of LePT4： A phosphate transporter in tomato with mycorrhiza-enhanced expression[J]. Journal of Experimental Botany， 2007， 58（10）： 2491-2501.

[28] XIE X， HUANG W， LIU F， et al. Functional analysis of the novel mycorrhiza specific phosphate transporter AsPT1 and PHT1 family from Astragalus sinicus during the arbuscular mycorrhizal symbiosis[J]. New Phytologist，2013，198（3）： 836-852.

[29] LOTH-PEREDA V， ORSINI E， COURTY P E， et al. Structure and expression profile of the phosphate Pht1 transporter gene family in mycorrhizal Populus trichocarpa[J]. Plant Physiology， 2011， 156（4）： 2141-2154.

[30] BREUILLIN F， SCHRAMM J， HAJIREZAEI M， et al. Phosphate systemically inhibits development of arbuscular mycorrhiza in Petunia hybrida and represses genes involved in mycorrhizal functioning[J]. The Plant Journal，2010，64（6）： 1002-1017.

[31] TAMURA Y， KOBAE Y， MIZUNO T， et al. Identification and expression analysis of arbuscular mycorrhiza-inducible phosphate transporter genes of soybean[J]. Bioscience， Biotechnology， and Biochemistry，2011，76（2）：309-313.

[32] TAN Z， HU Y， LIN Z. PhPT4 is a mycorrhizal-phosphate transporter suppressed by lysophosphatidylcholine in petunia roots[J]. Plant Molecular Biology Reporter，2012，30（6）： 1480-1487.

[33] SAITO K， KUGA-UETAKE Y， SAITO M. Acidic vesicles in living hyphae of an arbuscular mycorrhizal fungus，Gigaspora margarita[J]. Plant and Soil， 2004， 261（1-2）： 231-237.

[34] SOLAIMAN M Z， EZAWA T， KOJIMA T， et al. Polyphosphates in intraradical and extraradical hyphae of an arbuscular mycorrhizal fungus， Gigaspora margarita[J]. Applied and Environmental Microbiology， 1999， 65（12）： 5604-5606.

[35] 楊瑞恒，姚 青，郭 俊，等.磷和鎘對根內球囊霉Glomus intraradices孢子萌發、菌絲生長和外生菌絲內聚磷酸累積的影響[J].菌物學報，2010，29（3）：421-428.

[36] 劉潤進，陳應龍.菌根學[M].北京：科學出版社，2007.

[37] SMITH S E， SMITH F A. Structure and function of interfaces in biotrophic symbioses as they relate to nutrient transport[J]. New Phytologist， 2001， 114（1）： 1-38.

[38] 謝賢安.叢枝菌根共生體磷信號轉運受體的發現及其分子機制的研究[D].武漢：華中農業大學，2013.

[39] 姚 青，趙紫娟，馮 固，等.VA菌根真菌外生菌絲對難溶性無機磷酸鹽的活化及利用[J].核農學報，2000，14（3）：145-150.

[40] 李曉林， 曹一平.菌根和非菌根三葉草根際土壤磷鉀養分變化[J].土壤通報，1992，23（4）：180-182.

[41] LI X L， GEORGE E， MARSCHNER H. Extension of the phosphorus depletion zone in VA-mycorrhizal white clover in a calcareous soil[J]. Plant and Soil， 1991， 136（1）： 41-48.

[42] 張玉鳳，馮 固，李曉林.叢枝菌根真菌對三葉草根系分泌的有機酸組分和含量的影響[J].生態學報，2003，23（1）：30-37.

[43] 谷林靜.叢枝菌根對間作土壤磷的吸收、活化及吸附影響研究[D].昆明：云南農業大學，2014.

[44] 春，馮 固，李曉林.泡囊叢枝菌根對紅三葉草根際土壤磷酸酶活性的影響[J].應用與環境生物學報，2000，6（2）：171-175.

[45] TARAFDAR J C， MARSCHNER H. Phosphatase activity in the rhizosphere and hyphosphere of VA mycorrhizal wheat supplied with inorganic and organic phosphorus[J]. Soil Biology and Biochemistry，1994，26（3）：387-395.

[46] SONG Y， LI X， FENG G， et al. Rapid assessment of acid phosphatase activity in the mycorrhizosphere and in arbuscular mycorrhizal fungal hyphae[J]. Chinese Science Bulletin， 2000， 45（13）： 1187-1191.

[47] 王 菲.菌絲際土壤有機磷周轉的微生物調控機制[D].北京：中國農業大學，2014.

[48] GAMALERO E， TROTTA A， MASSA N， et al. Impact of two fluorescent pseudomonads and an arbuscular mycorrhizal fungus on tomato plant growth， root architecture and P acquisition[J]. Mycorrhiza， 2004， 14（3）： 185-192.

[49] 蔡宣梅，張秋芳，鄭偉文.VA菌根菌與重氮營養醋桿菌雙接種對超甜玉米生長的影響[J].福建農業學報，2004，19（3）：125-159.

[50] 賈廣軍，白來漢，史 靜，等.菌根對磷石膏利用土壤主要化學性質的影響[J].云南農業大學學報（自然科學版），2014，

29（5）：719-726.

[51] DREW E A， MURRAY RS， SMITH S E， et al. Beyond the rhizosphere： Growth and function of arbuscular mycorrhizal external hyphae in sands of varying pore sizes[J]. Plant and Soil， 2003， 251（1）： 105-114.

[52] 田 慧，劉曉蕾，蓋京蘋，等.球囊霉素及其作用研究進展[J].土壤通報，2009，40（5）：1215-1220.

[53] 黃 藝，王東偉，蔡佳亮，等.球囊霉素相關土壤蛋白根際環境功能研究進展[J].植物生態學報，2011，35（2）：232-236.

[54] PENG S， GUO T， LIU G. The effects of arbuscular mycorrhizal hyphal networks on soil aggregations of purple soil in southwest China[J]. Soil Biology and Biochemistry，2013，57： 411-417.

[55] RILLIG M C， MUMMEY D L. Mycorrhizas and soil structure[J]. New Phytologist， 2006， 171（1）： 41-53.

[56] SINGH P K， SINGH M， TRIPATHI B N. Glomalin： An arbuscular mycorrhizal fungal soil protein[J]. Protoplasma， 2013， 250（3）： 663-669.

[57] 趙第錕，張瑞萍，任麗軒，等.旱作水稻西瓜間叢枝茵根菌絲橋誘導水稻磷轉運蛋白的表達及對磷吸收的影響[J].土壤學報，2012，49（2）：339-346.

[58] DEGENS B P， SPARLING G P， ABBOTT L K. Increasing the length of hyphae in a sandy soil increases the amount of water-stable aggregates[J]. Applied Soil Ecology，1996， 3（2）： 149-159.

[59] 李岳峰，居立海，張來運，等.不同施磷水平下AM真菌對水稻/綠豆間作中植株生長及氮磷利用的影響[J].江蘇農業科學，2013，41（3）：51-55.

[60] 馮艷梅，馮 固，王敬國，等.植物磷營養狀況對叢枝菌根真菌生長及代謝活性的調控[J].菌物系統，2004，22（4）：589-598.

[61] WATTS-WILLIAMS S J， PATTI A F， CAVAGNARO T R. Arbuscular mycorrhizas are beneficial under both deficient and toxic soil zinc conditions[J]. Plant and Soil，2013，371（1-2）： 299-312.

[62] WATTS-WILLIAMS S J， CAVAGNARO T R. Arbuscular mycorrhizas modify tomato responses to soil zinc and phosphorus addition[J]. Biology and Fertility of Soils， 2012， 48（3）： 285-294.

[63] LI X， CHRISTIE P. Changes in soil solution Zn and pH and uptake of Zn by arbuscular mycorrhizal red clover in Zn-contaminated soil[J]. Chemosphere， 2001， 42（2）： 201-207.

[64] DOUDS D D. Relationship between hyphal and arbuscular colonization and sporulation in a mycorrhiza of Paspalum notatum Flugge[J]. New Phytologist， 1994， 126： 233-237.

[65] NAGAHASHI G， DOUDS D D， ABNEY G D. Phosphorus amendment inhibits hyphal branching of the VAM fungus Gigaspora margarita directly and indirectly through its effect on root exudation[J]. Mycorrhiza， 1996， 6（5）： 403-408.

[66] OLSSON P A， HANSSON M C， BURLEIGH S H. Effect of P availability on temporal dynamics of carbon allocation and Glomus intraradices high affmity P transporter gene induction in arbuscular mycorrhiza[J]. Appl Env Microbiol， 2006， 72： 4115-4120.

[67] NELSEN C E， SAFIR G R. Increased drought tolerance of mycorrhizal onion plants caused by improved phosphorus nutrition[J]. Planta， 1982， 154（5）： 407-413.

[68] 春，李曉林.接種VA菌根真菌對紅三葉草利用土壤有機磷的影響[J].草業學報，2000，9（2）：38-44.

[69] 春，馮 固，李曉林.叢枝菌根真菌對紅三葉草利用不同有機磷源的研究[J].植物營養與肥料學報，2001，7（4）：452-458.

[70] 郭忠勇，田長彥，胡明芳，等.不同形態磷肥對棉花生長和AM 真菌接種效應的影響[J].干旱區研究，2008，25（2）：196-200.

[71] 春，李曉林.接種Glomus versiforme對紅三葉草利用有機磷的影響[J].應用與環境生物學報，2001，7（2）：134-137.

[72] 賈廣軍，張仕穎，谷林靜，等.菌根對紫色土上間作玉米生長及磷素累積的影響[J].中國生態農業學報，2014，22（5）：516-524.

[73] LEUNG H， WU F， CHEUNG K， et al. Synergistic effects of arbuscular mycorrhizal fungi and phosphate rock on heavy metal uptake and accumulation by an arsenic hyperaccumulator[J]. Journal of Hazardous Materials， 2010， 181（1-3）： 497-507.

篇2

（1.中國農業大學水利與土木工程學院，北京100083；2.新疆農墾科學院）

摘要：鉀是植物必需的營養元素之一，在作物生長發育中扮演著重要的角色，在提高作物產量和改善農產品品質方面起著至關重要的作用，所以充分了解鉀在土壤中的存在狀態和運移規律是非常必要的。文中重點綜述了在干旱半干旱條件下，土壤鉀素的平衡和循環、土壤鉀的固定釋放機制及影響運移因素等方面的研究狀況，以求為進一步開展相關研究和指導科學施肥奠定基礎。

關鍵詞 ：旱區；土壤；鉀素；運移

鉀是植物生長發育所必需的大量營養元素[1]，作為一個主要的營養物質，鉀在作物的許多生理過程中扮演著重要的角色，如在酶的活性、蛋白質的合成和光合作用過程中[2]。盡管鉀在作物生產中有著至關重要的作用，但在過去傳統或轉基因育種中并沒有把鉀的吸收和利用率的提升作為主要焦點[3]。世界上缺鉀農田的數量是非常大的。例如，在中國有75%的稻田是缺鉀的，在澳大利亞南部有67%的麥田是缺鉀的。另外，越來越多的報道表明之所以存在鉀的缺乏是因為鉀的淋洗[4]。

李比希提出礦質營養學說后，施用化肥就成為人們最為重視的農業增產措施之一，但如果是在不了解土壤供肥能力、作物需肥特性、肥料在土壤中運移規律的狀態下，就盲目的大量施用化肥，不僅不會增加農業產出，反而增加了投入，造成資源浪費，增加環境污染，同時還會引起土壤肥力退化[5]，所以，研究肥料在土壤的運移特征就顯得尤為重要。鉀素作為植物必需的大量營養元素之一，在土壤中的形態、運移規律及利用率得到國內外學者的深入研究。土壤中的鉀能否被植物吸收利用，不僅與鉀的化學形態有關，也與其所處的空間位置有密切關系。對于整個土壤結構來說，植物根系約占土壤總容積的3%，如果僅以根系表面接觸的這部分土壤鉀素作為植物的有效養分，則遠不能滿足植物對鉀素的需求[6]。為了更進一步的了解土壤中鉀素的供給量和作物對其的利用率，首先應該弄明白土壤中鉀素的運移特征及其影響因素，以減少鉀肥施入土壤后的固定失活和隨水徑流損失，從而改進鉀肥施用技術和提高鉀肥利用效率[7]。本文就干旱半干旱灌區的土壤鉀素及其運移研究現狀綜述如下。

1土壤鉀的平衡與循環

目前干旱半干旱灌區的施肥現狀是重氮、磷肥，輕鉀肥，這就造成農田三大營養元素的收支平衡中，氮有盈余，磷基本平衡，但鉀一般是虧缺的。由于土壤鉀素的連年虧缺，從而增施鉀肥增產增效的面積在不斷擴大[8]。為了有效的維持土壤中鉀素平衡，必須了解土壤中鉀素的循環。土壤中鉀素的各種形態可以相互轉化，并處于一定的動態平衡。

當作物過度吸收土壤鉀素時，土壤速效鉀就會降低，緩效鉀也會出現降低趨勢；而土壤供給作物鉀素的虧缺部分是由土壤鉀庫提供的，故土壤鉀肥水平的高低受農田土壤鉀素收支狀況的影響。從長遠來看，保持土壤中有足夠的鉀素儲備尤為重要。為了維持和提高土壤鉀素肥力水平，保持并促進作物高產穩產，土壤鉀素的平衡問題必須得到重視。劉榮樂等[9]通過對我國東北、華北、西北地區的幾個田間定位試驗研究表明：補鉀方式不同，土壤中鉀素變化也不同。僅采用秸稈還田，土壤鉀素仍有虧缺；單施化學鉀肥，土壤鉀素收支趨于平衡；兩者配合施用時，土壤鉀素出現盈余。魯如坤等[10]提出了農田養分平衡的評價方法和原則，為我國農業生產過程中合理施用鉀肥、調控土壤鉀素水平提供了理論依據。朱向東等[11]提出平衡系數可以反映土壤鉀素管理對土壤鉀素平衡程度的調控效果，平衡系數大于1，說明土壤鉀素有盈余；平衡系數小于1，說明土壤鉀素有虧缺。謝建昌等[12]也提出在我國鉀肥供應不足的大背景下，僅為了鉀素投入和產出的平衡，向鉀肥尚未顯效的土壤上盲目施用鉀肥是不可取的。劉會玲等[8]通過研究也表明過量施用鉀肥會引起作物“奢侈吸收”，從合理施用肥料的角度看，這是不適宜的。

土壤鉀素固定是影響鉀肥有效性的原因之一，有研究顯示，土壤鉀素過度消耗后，土壤固鉀能力明顯增強。土壤鉀素的消耗主要是作物的吸收和淋失，施用鉀肥是土壤鉀素補給的主要方式之一。在降雨量大、滲透性高、陽離子交換量低的土壤上，鉀素的淋失作用是化肥利用率低的主要原因，有研究顯示，旱地土壤鉀素的淋失一般只占吸收總量20%以下[13]。鉀素的淋失不僅增加了農業成本，降低了肥料的利用率，還無法滿足作物對鉀素的需求。

2土壤鉀素固定和釋放機制

土壤鉀素的固定和釋放作用是影響鉀肥有效性的兩個重要過程，二者之間的轉化是一個可逆過程，反應方向取決于水溶性鉀和土壤交換性鉀的濃度和環境條件。

土壤施入鉀肥后，鉀離子被束縛在2∶1型鋁硅酸鹽的層間位置或者土壤溶液中的鉀離子及吸附在顆粒表面的交換性鉀轉化為非交換性鉀，成為不易為中性鹽溶液浸提，從而降低鉀有效性的現象即為鉀的固定。影響土壤固定鉀的主要因素有土壤類型、土壤質地、水分、pH值等[14，15]。徐國華等[16]研究表明，土壤鉀的固定主要是由于施鉀肥或原生礦物風化致使土壤溶液中鉀離子濃度升高而引起的。徐曉燕等[17]研究結果顯示，多數土壤施鉀后可被當季作物吸收利用的只有小部分，而大部分有效鉀會轉化為非交換性鉀，進而降低鉀肥有效性，導致植物體有效鉀離子濃度降低。但朱永官等[18]研究則顯示，土壤鉀素的固定雖然降低了鉀肥有效性，但減少了鉀素的淋失和植物的“奢侈吸收”，從而提高鉀肥的利用效率。一般認為，施入土壤的鉀肥，只有在滿足固鉀能力較強土壤對鉀素的固定以后，才能發揮增產提質的作用。

由于作物吸收利用，土壤溶液中的鉀離子或交換性鉀的濃度降低，層間固定的非交換性鉀和礦物態鉀轉化為可被植物直接吸收利用的交換性鉀，這種現象稱為鉀的釋放[19]。LiRuan等[20]研究表明，鉀的釋放包括一個快速的釋放階段和一個隨后減慢階段，并且在鉀釋放方面，Mg2+扮演著比Ca2+更為重要的角色。鉀離子的釋放可以有效的補充土壤中水溶性鉀離子，為作物生長發育提供一定量的鉀。

3土壤鉀素在土壤中運移的研究

土壤中的鉀素必須遷移到植物根表才能被吸收利用，當遷移量超過根的吸收能力時，鉀就在根區富集；反之則在根區形成虧缺區。鉀在根區的富集程度和區域大小反映了土壤的供鉀特征，充分了解鉀素在土壤中的運移規律及影響因素，對改進鉀肥施用技術和提高鉀肥利用率有重要的意義。

3.1自然因素對土壤鉀運移的影響

3.1.1不同成土母質及質地對土壤鉀運移的影響

土壤質地會影響土壤對鉀運移產生的阻滯作用，這是因為鉀素會與土壤發生吸持反應，土壤容重作為反應土壤緊實程度的重要指標，會影響鉀素在土壤中的擴算。占麗平等[7]研究表明，性質相似或同類型的土壤，由于土壤固體顆粒排列不同，土壤體積質量不同，從而造成養分運移的通路曲折不同，進而影響鉀素的運移。杜振宇等[21]認為，鉀離子遷移的主要方式是擴散，徐明崗等[22]研究結果表明，土壤體積質量不同，單位土體內的電荷密度隨之改變，因而改變了養分擴散系數。GhildyalBP的研究進一步表明，當土壤體積質量由1.0g/cm3增至1.6g/cm3時，鉀素的擴散系數有所增加。

3.1.2土壤pH值和陪伴離子狀況對土壤鉀運移的影響

沈仁芳等的研究指出，高濃度的NH4+可促進K+向下移動。徐明崗[22]提出：無論是土壤的可變電荷還是恒電荷，K+吸附量都隨pH值升高增加。徐曉燕等[17]提出，當pH值在2.5以下時，土壤不固定鉀；pH值處于2.5～5.5時，土壤固鉀量迅速增加；pH值為5.5以上時固鉀量增加緩慢。

3.1.3土壤溫度對土壤鉀運移的影響

土壤溫度是影響各形態鉀離子間相互轉化和土壤供鉀能力的一個重要因素。王文忠等[23]研究顯示，作物生長后期，地溫升高能夠促進土壤中緩效鉀向速效鉀轉化，從而提高向根表遷移的鉀量，緩解作物吸鉀能力減弱的現象。NyePH[24]等通過研究認為，溫度變化影響了土壤中養分擴散系數，進而影響到鉀素擴散，根據Stokes-Einstein公式，養分離子擴散系數（D）和溫度（T）之間的關系為：D=KBT/6πriη，由此公式可看出，鉀的擴散系數隨溫度增加而增加。溫度影響鉀素擴散表現在兩方面：一是溫度升高，土壤水分黏滯度降低，鉀離子運移時所受的水分阻力就會減小；二是溫度升高，粒子運動平均動能增加，擴散動力增加。

3.1.4生物因素對土壤鉀運移的影響

各種生物因素也對土壤中鉀素運移產生作用，占麗平等[7]研究結果表明，植物特性如對養分的需求量、生長率、根系的生長、根的表面積和根系密度等，都會影響土壤中鉀素向根系表面擴散。ChristianZorb等[3]認為，根系分泌物和土壤微生物能夠促進土壤非交換性鉀的釋放，提高土壤中交換性鉀的量，增加鉀素在土壤中的運移。

3.2人為因素對土壤鉀運移的影響

3.2.1肥料合理配施對土壤鉀運移的影響

李比希提出，植物的產量受土壤中含量最少的養分所支配，故大田施肥時各種肥料應配合施用。同時，鉀肥與氮、磷肥配施也是提高鉀肥有效性的途徑之一，選擇適宜的氮、磷、鉀肥配比不僅可以充分發揮鉀肥有效性，還可提高氮、磷肥的利用率。另據張會民等[25]研究表明，長期施用氮、磷肥可影響土壤鉀離子的吸附和解吸，長期施用氮、磷肥增加了土壤對鉀的特殊吸附位點（KX），說明長期配施氮、磷肥能提高土壤對鉀離子的吸附能力，從而提高了土壤的保鉀、供鉀能力。長期定位施肥對土壤鉀離子吸附和解吸的平衡時間和平衡量也產生影響。

3.2.2地膜覆蓋技術對土壤鉀運移的影響

地膜覆蓋栽培技術在農業種植方面應用越來越廣泛，地膜覆蓋可以減少鉀肥施入土壤后因雨水向下或地表徑流而損失。另外，覆蓋地膜可以增加作物生長前期土壤溫度，激活鉀離子活性，促進鉀離子向根表運移。

3.2.3人為控制水分因子對土壤鉀運移的影響

水分是土壤中最活躍的因子，是土壤養分移動的基質，它對養分移動性的影響十分明顯，土壤中養分是否有效與水分密切相關。土壤鉀素的擴散速率隨土壤水分的增加而增加。王虎等[26]通過對滴灌施肥條件下滴頭流量的研究表明，灌水施肥量一定，滴頭流量在一定范圍增大，對速效鉀在土壤中的徑向和豎向運移距離影響不明顯，但滴頭流量增大到一定程度，會導致速效鉀豎向運移距離減小，并通過相關試驗數據分析得出水分運動對鉀離子遷移的對流起主導作用。

滴灌施肥技術可充分發揮水肥耦合效應，提高水肥利用率。尹飛虎等[27]研究表明，在隨水滴施條件下，滴灌專用肥和常規肥中的鉀素在土壤中的垂直分布隨水的移動性均較強，不同土層中分布很相似，但隨著土層深度增大，鉀素水平呈下降趨勢，在棉花根系主要分布區域，滴灌專用肥的鉀素水平均高于常規肥，這種分布特征有利于棉株的吸收利用，

不同類型的灌溉水對鉀的運移也有影響，馮小明等[28]研究結果表明，在大灌水定額下，清、洪水灌溉差異明顯。0～40cm土層，灌洪水后速效鉀含量與灌清水相比有明顯增加；40cm土層以下，土壤中速效鉀受運移影響很大，影響深度在140cm左右。而在中等灌水定額下，清、洪水灌溉差異不大。LiRuan等[20]研究了用劣質水灌溉對土壤鉀釋放的影響，水中鎂離子含量高時，會對土壤鉀的釋放有明顯的促進作用。

4小結

鉀素作為作物必須的大量營養元素，對促進作物增產提質具有重要的意義，但目前對鉀素的研究多集中在鉀的數量和形態的變化，對鉀素運移的能量變化研究較少，今后應加強鉀素運移規律及運移因素之間相互作用的研究。另外，還可以通過建立鉀素運移模型，更精確地預測鉀在土壤中的動態運移，為高效利用土壤鉀素資源和提高鉀肥利用率奠定基礎。對于滴灌水肥一體化條件下，鉀肥在土壤中的分布、遷移和轉化規律的了解還很有限，這將是未來研究的重點。

參考文獻

[1]SinghB，SinghY，ImasP，etal.Potassiumnutritionoftherice-wheatcroppingsystem[J].AdvancesinAgronomy，2004（81）：203-258.

[2]RmheldV，KirkbyEA.Researchonpotassiuminagriculture：needsandprospects[J].PlantSoil，2010，335：155-180.

[3]ChristianZorb，MehmetSenbayram，EdgarPeiter.Potassiuminagriculture-Statusandperspectives[J].JournalofPlantPhysiology，2014，171：656-669.

[4]RengelZ，DamonPM.Cropsandgenotypesdifferinefficiencyofpotassiumuptakeanduse[J].PhysiolPlantarum，2008，133：624-636.

[5]許蘭霞，許翠霞.關于加快我國林業信息化建設步伐的幾點意見[J].北京林業管理干部學院學報，2003（3）：44-45.

[6]ScottJT，CondronLM.Dynamicsandavailabilityofphosphorusintherhizosphereofatemperatesilvopastoralsystem[J].BiologyFertilityofSoils，2003，39：65-73.

[7]占麗平，李小坤，魯劍巍，等.土壤鉀素運移的影響因素研究進展[J].土壤，2012，44（4）：548-553.

[8]劉會玲，陳亞恒，段毅力，等.土壤鉀素研究進展[J].河北農業大學學報，2002（25）：66-68.

[9]劉榮樂，金繼運，吳榮貴，等.我國北方土壤-作物系統內鉀素平衡及鉀肥肥效研究Ⅰ主要種植制下土壤鉀素平衡與調控[J].土壤肥料，1999（6）：3-6.

[10]魯如坤，劉鴻翔，聞大中，等.我國典型地區農業生態系統養分循環和平衡研究Ⅳ農田養分平衡的評價方法和原則[J].土壤通報，1996，27（5）：197-199.

[11]朱向東，王宏庭.土壤鉀素管理研究進展[J].山西農業科學2013，41（11）：1274-1281.

[12]謝建昌，周健民.我國土壤鉀素研究和鉀肥使用的進展[J].土壤，1999（5）：244-254.

[13]謝建昌.土壤鉀素研究的現狀與展望[J].土壤學進展，1981，9（1）：1-16.

[14]LiuYJ，LairdDA，BarakP.Releaseandfixationofammoniumandpotassiumunderlong-termfertilitymanagement[J].SoilsciSocAmJ，1997（61）：310-314.

[15]ContiME，delaHorraAM，EffronD，etal.FactorsaffectingpotassiumfixationinArgentineagriculturalsoils[J].CommSoilSciPlantAnal，2001（32）：2679-2690.

[16]徐國華，鮑士旦，史瑞和.生物耗竭土壤的層間鉀自然釋放及固鉀特性[J].土壤，1995，27（4）：182-185.

[17]徐曉燕，馬毅杰.土壤礦物鉀的釋放及其在植物營養中的意義[J].土壤通報，2001，32（4）：173-176.

[18]朱永官，羅家賢.我國南方某些土壤對鉀素的固定及其影響因素[J].土壤，1993，25（2）：64-67.

[19]關連珠.土壤肥料學[M].北京：中國農業出版社，2001，191-195.

[20]LiRuan，JiabaoZhang，XiuliXin.Effectofpoor-qualityirrigationwateronpotassiumreleasefromsoilsunderlong-termfertilization[J].ActaAgriculturaeScandinavica，2014（64）：44-55.

[21]杜振宇，周健民.鉀在紅壤肥際微域中的遷移[J].土壤學報，2005，42（6）：1035-1039.

[22]徐明崗，張一平.土壤養分擴散的影響因素及其相互關系[J].土壤學進展，1995，23（3）：13-20.

[23]王文忠，徐生瑞.施鉀對兩種土壤鉀素動態變化影響的研究[J].土壤通報，2001，32（3）：120-122.

[24]NyePH，TinkerpB.SoluteMovementintheSoil-rootSystem[J].Oxford：UniversityofCaliforniaPress，1977：21-22.

[25]張會民，呂家瓏，李菊梅，等.長期定位施肥條件下土壤鉀素化學研究進展[J].西北農林科技大學學報，2007，35（1）：155-160.

[26]王虎，王旭東，趙世偉.滴灌施肥條件下土壤水分和速效鉀的分布規律[J].土壤通報，2011，42（1）：27-32.

篇3

關鍵詞：蔬菜種植；水稻土；團聚體；土壤結構；土壤演變

中圖分類號：S152.4 文獻標識號：A 文章編號：1001-4942（2013）11-0066-04

目前由于城鎮化建設擴大，較多的遠郊糧田改種蔬菜以滿足城鎮居民生活需求，土地利用方式的改變勢必影響土壤演變及肥力水平。土壤團聚體、有機質含量與土壤結構形成、養分保儲密切相關，是評價土壤肥力水平、土壤有機碳固儲能力、土壤結構的穩定性的重要指標[1～4]，也是表征土壤質量的重要指標[2，4]。不同土壤類型、土地利用方式及施肥措施對土壤團聚體、土壤結構和養分含量的影響存在明顯差異[3，5～8]。通常土壤養分的增加易促進土壤有機質的積累并提高土壤大團聚體含量[9，10]。近年來涉及旱作區蔬菜種植及其他土地利用方式下的土壤酸化、板結及養分變化[1，3，6，7]等報道較多，但針對稻田改種蔬菜對土壤物理結構及土壤碳固儲的潛在影響研究不夠。本試驗利用自然條件下具有相同稻-麥輪作糧食作物種植背景的長期糧食種植與改種蔬菜20年以上田塊，研究不同利用方式下土壤物理結構（團聚體含量、土壤容重、固液氣三相比）及土壤有機質0～60 cm剖面上分布差異，探討稻區農田糧改蔬對土壤演變的影響，為正確評價農田糧改蔬后農田土壤的演變趨勢及制定合理調控措施提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

1.2 樣品采集與測定

選擇3塊肥力中等的稻-麥輪作糧田且其部分區域改種蔬菜達20年以上田塊，其中將每塊農田的糧食種植區（稻田，CP）作為對照，蔬菜種植區（蔬菜田，VP）則為處理，重復3次。于2011年5月，分別在糧作區和相鄰菜作區，各隨機選擇3個采樣點，分0～20、20～40、40～60 cm三層采集，將同區域同層次3個樣點的土壤樣品混合，即為某一研究區域某一層次的土壤樣品。所采取土壤樣品用于水穩性團聚體、土壤有機質的測定。

水穩性團聚體測定用濕篩法[11]，依次通過1.000、0.250、0.053 mm篩進行分級；剖面土壤容重利用土鉆法[11]進行測定；土壤有機質采用重鉻酸鉀外加熱法[12]；土壤總孔隙度、毛細管孔隙度和氣體孔隙度采用計算法[12]。

1.3 數據處理與分析

式中F：水穩性團聚體占總團聚體百分含量；m：水穩性團聚體烘干質量；i：團聚體粒級；M：總團聚體烘干重。

本試驗數據處理利用Excel 2003進行方差分析、相關分析及制圖。

2 結果與分析

2.1 不同土地利用方式對土壤團聚體含量與分配的影響

土層土壤團聚體含量

2.2 不同土地利用方式對土壤容重和孔隙度的影響

2.3 不同土地利用方式對土壤有機質含量的影響

圖3 長期菜作和糧作下不同土層有機質含量

3 結論與討論

本研究結果表明，長期植菜致0～20 cm 耕層土壤容重與固液相所占比例下降、氣孔度增加，而20～40 cm層土壤容重具有降低趨勢且固液相所占比例較糧作田增加。水稻土土壤容重降低與耕層氣孔度的增加改善了土壤結構[13]，但土壤蓄水保水能力下降。糧改蔬后，土壤容重隨剖面深度增加且在40～60 cm土層顯著高于糧作田，甚至高于糧作田犁底層（20～40 cm）。推測原因可能是長期植菜的精耕深松打破了糧作田固有犁底層、上層土壤中細小土壤顆粒與較小有機肥顆粒隨水分向下遷移到深層所致，并影響深層團聚體的形成。

本研究發現土壤有機質隨土壤剖面深度增加而降低，這與前人結果一致[11，16]；有機質含量與土壤深度呈顯著負對數相關關系，與寇太記等[11]研究結果趨勢相同。但本研究發現長期蔬菜種植降低了0～20 cm 耕層土壤有機質含量，這與張靚等[14]認為蔬菜種植因多施有機肥將提高土壤有機質含量的結果不一致。分析有以下幾方面的原因，① 張靚等[14]是基于旱作區土壤結果，而本研究是針對江南稻區水稻土，旱作區與稻區存在土壤類型與水分條件等環境因素明顯差異，有機質在土壤中礦化與合成機制不一致；②旱作區多施漚制農家肥而稻區多施用糞尿肥為主，后者輸入的外源有機物料偏少；③改種蔬菜使得糧田土壤物理結構改善，耕層增加的氣孔度提高了土壤中空氣含量，有利于微生物有氧代謝，相比厭氧環境易促進有機質的礦化分解，不利于有機質的積累。糧田改種蔬菜影響土壤演變，但對土壤質量的綜合影響仍有待進一步研究。

參 考 文 獻：

[1] 孫 艷， 權， 劉 軍， 等. 日光溫室蔬菜栽培對土壤團聚體穩定性的影響——以陜西省涇陽縣日光溫室土壤為例[J]. 土壤學報， 2011， 48（1）：168-174.

[2] Dexter A R. Advances in characterization of soil structure [J]. Soil & Tillage Research， 1988， 11： 199-238.

[3] 袁俊吉， 蔣先軍， 胡 宇， 等. 不同植被覆蓋對養分在土壤水穩性團聚體中分布特征的影響[J]. 水土保持學報， 2009， 23（6）： 112-117.

[4] Zhang B， Peng X H. Organic matter enrichment and aggregate stabilization in a severely degraded Ultisol after reforestation [J]. Pedosphere， 2006， 16（6）： 699-706.

[5] 趙 紅， 袁培民， 呂貽忠， 等. 施用有機肥對土壤團聚體穩定性的影響[J]. 土壤， 2011，43（2）：306-311.

[6] 梁愛珍， 張曉平， 楊學明， 等. 耕作對東北黑土團聚體粒級分布及其穩定性的短期影響[J]. 土壤學報， 2009， 46（1）： 154-158.

[7] 張旭輝， 李戀卿， 潘根興. 不同輪作制度對淮北白漿土團聚體及其有機碳的積累與分布的影響[J]. 生態學雜志， 2001， 20（2）： 16-19.

[8] 劉夢云， 常慶瑞， 安韶山， 等. 土地利用方式對土壤團聚體及微團聚體的影響[J]. 中國農學通報， 2005， 21（11）： 247-250.

[9] Yasemin K， Alvin J M. Soil aggregate sequestration of cover crop root and shoot-derived nitrogen [J]. Plant and Soil， 2005， 272： 263-276.

[10]王學君， 董曉霞， 孫澤強， 等. 水肥調控對土壤團聚體及有機碳的影響[J]. 山東農業科學， 2009， 9：64-66，69.

[11]Kou T J， Zhu P， Huang S， et al. Effects of long-term cropping regimes on soil carbon sequestration composition in rainfed farmland of Northeast China [J]. Soil & Tillage Research， 2012， 118： 132-138.

[12]魯如坤. 土壤農業化學分析方法[M].北京： 中國農業科學技術出版社， 2000，269-315.

[13]寇太記， 劉德鴻， 徐曉峰， 等.臭氧污染對水稻土物理結構和氮磷鉀含量的影響[J]. 土壤學報， 2012， 49（6）： 1164-1168.

[14]張 靚， 梁成華， 杜立宇， 等.長期定位施肥條件下蔬菜保護地土壤微團聚體組成及有機質狀況分析[J]. 沈陽農業大學學報， 2007， 38（3）： 331-335.

篇4

關鍵詞：畜禽養殖；廢水處理；技術

前言：近年來，隨著我國經濟的不斷發展和農業結構的調整，規?；笄蒺B殖業發展迅速，并已成為我國農村經濟發展中的重要支柱。規?；笄蒺B殖具有許多優點，它可以縮短畜禽養殖的生長周期、提高產量、節約成本、便于管理； 但是，規?；笄蒺B殖產生大量畜禽廢水，帶來一系列的環境污染問題，且污染相對集中，處理困難。畜禽養殖廢水的直接排放不僅會污染地表水體，引起水體富營養化，還會對地下水和農田生態系統造成破壞，甚至危害人體健康。國內外已開發出多種禽養殖廢水處理技術，對這些技術進行分析和總結，對于推動我國畜禽養殖廢水處理技術的進步非常重要。

1.畜禽養殖廢水特點與污染現狀

畜禽養殖廢水處理難度大"其特點主要如下：

①COD、SS、NH、-N含量高；②可生化性好，沉淀性能好；③水質水量變化大；④含有致病菌并有惡臭。

畜禽養殖業發展迅速。僅以四川省為例，據相關資料顯示，2010年四川省生豬等主要畜禽規?；B殖比重達到45%，預計2020年將提高到80%以上.目前，我國每年產生畜禽糞便約45億噸，其化學需氧量 （COD） 超過我國工業廢水和生活污水之和。因此畜禽養殖污染已經是繼工業污染、生活污染之后的第三大污染源"而畜禽養殖廢水的處理則是其中的重點。

2.畜禽養殖廢水處理技術

為控制畜禽養殖廢水直接外排對環境的破壞，目前畜禽養殖廢水的處理技術可分為物化處理技術和生物處理技術兩大類。

2.1 物化處理技術

2.1.1常用的物化處理技術有吸附法、磁絮凝沉淀、電化學氧化、fenton氧化等。

吸附法。該法的關鍵是吸附介質的選取，目前常用沸石等作為介質。錢鋒等采用吸附―過濾法對實際養豬廢水進行預處理，以稻草―沸石雙層濾料為過濾介質，在 5m/h的濾速下，COD、NH、-N和磷的最高去除率分別達47.9%、72.9%和50.1%，還能去除一定量的小分子有機物和臭味，同時附著有大量固體有機物的稻草和吸附有氨氮、磷的沸石，經過處理后可作為土壤改良劑或肥料，但該法對于吸附飽和的過濾介質必須嚴格處理，避免造成二次污染。梁文婷等采用氧化鎂改性沸石，在最佳作用時間4h下，得到豬場廢水中NH、-N、總磷的去除率分別為88.6%和76.2% ，該法的改性沸石使用微波制成，能耗和技術要求較高，且吸附劑達到飽和時必須脫附，故只能間歇處理廢水。

2.1.2磁絮凝沉淀。崔麗娜等通過投加磁種和絮凝劑進行磁絮凝分離反應，處理豬場廢水，實驗條件下，COD為3232mg/L的豬場廢水樣，去除率最高可達61.2%。該技術工藝流程簡單、沉降性好、處理周期短，但會產生大量的化學污泥。

2.1.3電化學氧化"電化學氧化對氨氮的去除率較高。歐陽超等對實際養豬廢水進行電化學氧化處理，在180min內，NH-N、的去除率可達98.22% ，但COD 的去除率僅14.04% 。

3.畜禽養殖廢水的預處理

畜禽養殖廢水無論以何種工藝或綜合措施進行處理， 都要采取一定的預處理措施。通過預處理可使廢水污染物負荷降低， 同時防止大的固體或雜物進入后續處理環節， 造成設備的堵塞或破壞等。針對廢水中的大顆粒物質或易沉降的物質， 畜禽養殖業采用過濾、離心、沉淀等固液分離技術進行預處理， 常用的設備有格柵、沉淀池、篩網等。格柵是污水處理的工藝流程中必不可少的部分， 其作用是阻攔污水中粗大的漂浮和懸浮固體， 以免阻塞孔洞、閘門和管道， 并保護水泵等機械設備。沉淀法是在重力作用下將重于水的懸浮物從水中分離出來的處理工藝， 是廢水處理中應用最廣的方法之一。目前， 凡是有廢水處理設施的養殖場基本上都是在舍外串聯 2至3個沉淀池， 通過過濾、沉淀和氧化分解將糞水進行處理。篩網是篩濾所用的設施， 廢水從篩網中的縫隙流過， 而固體部分則憑機械或其本身的重量， 截流下來， 或推移到篩網的邊緣排出。常用的畜禽糞便固液分離篩網有固定篩、振動篩和轉動篩。此外， 還有常用的機械過濾設備如自動轉鼓過濾機、轉輥壓濾機、離心盤式分離機等。

4.畜禽養殖廢水自然處理法技術

自然處理法是利用天然水體、土壤和生物的物理、化學與生物的綜合作用來凈化污水。其凈化機理主要包括過濾、截留、沉淀、物理和化學吸附、化學分解、生物氧化以及生物的吸收等。其原理涉及生態系統中物種共生、物質循環再生原理、結構與功能協調原則， 分層多級截留、儲藏、利用和轉化營養物質機制等。這類方法投資省、工藝簡單、動力消耗少， 但凈化功能受自然條件的制約。自然處理的主要模式有氧化塘、土壤處理法、人工濕地處理法等。

氧化塘又稱為生物穩定塘，是一種利用天然或人工整修的池塘進行污水生物處理的構筑物。其對污水的凈化過程和天然水體的自凈過程很相似，污水在塘內停留時間長，有機污染物通過水中微生物的代謝活動而被降解，溶解氧則由藻類通過光合作用和塘面的復氧作用提供，亦可通過人工曝氣法提供。作為環境工程構筑物，氧化塘主要用來降低水體的有機污染物，提高溶解氧的含量，并適當去除水中的氮和磷，減輕水體富營養化的程度。

土壤處理法不同于季節性的污水灌溉， 是常年性的污水處理方法。將污水施于土地上， 利用土壤- 微生物- 植物組成的生態系統對廢水中的污染物進行一系列物理的、化學的和生物凈化過程， 使廢水的水質得到凈化， 并通過系統的營養物質和水分的循環利用，使綠色植物生長繁殖， 從而實現廢水的資源化、無害化和穩定化。

人工濕地可通過沉淀、吸附、阻隔、微生物同化分解、硝化、反硝化以及植物吸收等途徑去除廢水中的懸浮物、有機物、氮、磷和重金屬等。近年來， 人工濕地的研究越來越受到重視， 葉勇等利用紅樹植物木欖和秋茄處理牲畜廢水營養鹽 N、P， 結果表明兩種植物對N、P 的去除效果較好。廖新，駱世明分別以香根草和風車草為植被，建立人工濕地， 隨季節不同， 對污染物的去除率不同， CODCr去除率可達 90% 以上， BOD5可達 80%以上。它是一種較為經濟的處理方

法， 特別適宜于小型畜禽養殖場的廢水處理。

5.結語

畜禽養殖廢水污染控制是目前環保行業關注的重點，應從“防”、“治”兩方面著手，關閉小型養殖場，建立集約化、規模化畜禽養殖場，建成有效、經濟的畜禽養殖場廢水處理系統，加大政策的推行和實施力度，促進高效低耗的厭氧-好氧組合處理技術的應用，為解決畜禽養殖廢水污染提供有效可行的途徑。

參考文獻

[1]田寧寧，王凱軍， 李寶林等. 畜禽養殖場糞污的治理技術[J ]. 中國給水排水，2002， 18 （2）： 71- 73.

篇5

關鍵詞：重金屬；土壤污染；土壤修復

中圖分類號： X131.3 文獻標識碼： A

據農業部數據顯示，在全國140萬公頃污水灌區中，有64.8%的灌區受重金屬污染，其中，輕度污染46.7%，中度9.7%，嚴重8.4%。重金屬污染土壤，污染物滯留時間長、移動性差、不能被降解，并可經水、植物等最終影響人類，治理和恢復難度相當大。

一、該地區污染狀況及成因

1、概況

該地區位于某大型冶煉廠的西部，距廠區最近500米，存在引工業廢水灌溉現象。該地區土地多為拋荒地。

2、樣品采集與測定

1.2.1樣品采集

采樣人員由環科所、環保局、冶煉廠和當地群眾代表等組成，遵照環境樣品采集技術規范，按面積隨機設采樣點。

（1）土壤樣品：每個采樣點采集表層0-20cm土壤樣，部分樣點采集亞表層（20-40cm）土壤。

（2）水樣樣品：采集土壤同時，采集田間及井水、河溝水等。

（3）稻米樣品：水稻成熟時采集1個本區稻米樣品。

1.2.2監測項目及測定方法

（1）測定項目

必測項目： Pb、 Zn、Cu、 Cd、As、PH

選擇項目：Ni、 Cr、氟化物、 Hg

（2）測定方法

采用國標法和美國環保局推薦分析方法。

3、土壤環境質量狀況

1.3.1調查區土壤監測結果

調查區土壤樣品測定結果見表1-1

表1-1調查區農田表層土壤監測結果

對照國家《食用農產品產地環境質量評價標準》，該地區土壤銅元素超標100%，鎘元素超標87.5%，一個樣品的砷超標。

4、土壤污染成因

1.4.1用污水灌溉。經污水灌溉進入土壤的重金屬以不同方式被土壤截留固定。冶煉廠廢水雖有處理，但曾有過超標排放，不符合農灌標準，用該工業廢水灌溉是土壤重金屬污染的主因；

1.4.2氣中重金屬來自運輸、能源、冶金和建材生產而造成的粉塵和氣體。除汞外，重金屬大多是以氣溶膠形態進入大氣，經降水和自然沉降進入土壤。結合實際，冶煉廠廢氣重金屬沉降污染不容忽視。

二、土壤重金屬污染修復技術

1、工程措施

工程措施主要有換土、客土及深耕翻土等，通過與污土的相混合，降低土壤所含有的重金屬，減輕重金屬對植物-土壤系統的毒害，進而讓農產品符合國家食衛標準。換土和客土用于重污染區，深耕翻土則在輕污染土壤應用。工程措施具有穩定、徹底等優點，但其投資高、工程量大，破壞土體結構，造成土壤肥力下降。此外，還需要對所換污土做處理。

2、物理修復技術

2.2.1 電動修復

在電場作用下，經電滲透、電遷移或者電泳，把土壤污物帶到電極兩端，通過收集系統將重金屬元素收集起來集中處理。此技術能夠有效地去掉重金屬，并步入商業化發展。因為電流可以打破所有金屬-土壤鍵，其對于鉛、鎘、砷、銅等極為有效。影響電動修復的關鍵是土壤PH值，可控制PH值改善修復。

2.2.2 電熱修復

通過高頻電壓產生的電磁波對土壤加熱，從土壤顆粒中把污物吸出來，促進易揮發重金屬從土壤分離。該技術用來修復被Se和Hg等污染的土地。此外，將重金屬污染土壤放到高溫高壓下，出現玻璃態物質，從根本上消除污染。

2.2.3 土壤淋洗

用淋沅液淋洗土壤，讓吸附在土壤上的重金屬形成溶解性的金屬試劑絡合物或離子，再收集淋洗液回收重金屬，并循環。選擇提取劑是此法的關鍵，提取劑能選水、化學劑或其他液體，甚至氣體。此法適于輕質土壤，有較好的修復重金屬污染土壤的效果，但投資巨大，限制商業了化淋洗液。此外，其也容易造成地下水的污染、土壤變性、土壤養分流失等。今后此種方法的重點是開發易被生物降解、對環境污染小、專一性生物表面活性劑。

3、化學修復

向土壤中加化學試劑、有機質、固化劑、天然礦物等改變土壤PH值等，經氧化還原、沉淀、吸附等降低重金屬生物有效性。此種方法關鍵是改良劑的選擇，常用沸石、石灰、磷酸鹽、碳酸鈣等，對重金屬作用機理不同改良劑不同。碳酸鈣或石灰主要是用來提高土壤 pH值，促進Hg、Zn、Cd、Cu等元素形成碳酸鹽結合態鹽類或氫氧化物沉淀。如果土壤pH>6.5，則Hg就可成碳酸鹽或氫氧化物沉淀。向土壤投放硅酸鹽鋼渣，對 Cd、Ni、Zn等有吸附沉淀作用。水田Cd為磷酸鎘沉淀，磷酸汞溶解度也小。沸石通過離子交換降低重金屬有效性。有機物讓重金屬形成硫化物而沉淀，而有機物腐殖酸可與重金屬離子形成螯合或絡合物。

化學修復簡單易行，其在土壤原位進行，但非永久措施，因為其只單純改變土壤中重金屬形態，金屬仍在土壤中，易再度活化。

4、生物修復

2.4.1 植物修復技術

（1）植物提取

通過重金屬超積累植物從土壤中吸收污物，轉至地上部分再收割集中處理，讓土壤中重金屬降到可接受水平。一般來說，植物提取是最有效的方式，但是其在技術上也是最難實施的修復技術?，F在已經有了提取不同金屬植物種類和改進植物提取性能的方法，并得到了逐步的商業推廣。

（2）植物揮發

經植物根系分泌特殊物或微生物，讓土壤某些重金屬轉變成揮發形態，有的植物將污物吸到體轉為氣態釋放到大氣中。植物揮發技術無須處理污物植物，既經濟有效又潛力巨大，但將污物轉到大氣中，則會對人類和生物有不小風險。

（3）植物穩定

利用超累積植物或耐重金屬植物降低重金屬活性，減少被淋洗到地下水或經空氣進一步擴散污染的可能。通過金屬根部積累、沉淀或根表吸收固化土壤重金屬。如植物根系分泌物可改變土壤根際環境，改變多價態Hg、Cr、As價態和形態。此外，植物根毛也能直接從土壤交換吸附重金屬增加根表固定。

2.4.2 微生物修復技術

利用微生物對金屬的沉淀、氧化、吸收、還原功效，降低土壤中金屬毒性。某些微生物嗜重金屬，用其凈化重金屬污染土壤有獨特功效。在長時間受鎳脅迫的土壤中，有微生物產生抗性機制來降低鎳毒害，并經吸收、沉淀、絡合等來減少重金屬遷移和生物毒性。同時，微生物細胞內金屬硫蛋白對Zn、 Cd 、Hg、 Cu等有強烈親和性，有富集和抑制重金屬毒。但是，微生物修復土壤能力有限，只可以適用在小范圍。

5、農業生態修復

主要有兩方面：一是農藝修復，有調整作物品種、改變耕作制度、種植非食物鏈植物、使用可降低土壤重金屬的化肥、增施固重金屬有機肥等；二是生態修復。調節如土壤養分、水分、pH值及氧化還原狀況和外界的氣溫、濕度等，調控污染物所處環境介質。

6、組合修復技術

修復重金屬污染土壤可謂是系統性工程，修復技術多，各有一定效果，但也有局限性；單一技術效率不高，預期目標實現困難。所以，需要應用2種以上技術加以綜合才能達到預期效果。

三、結論

土壤作為我們生存的主要條件，是生態環境的重要組成。我國亟需解決重金屬土壤污染問題。本文監測分析項目區土壤重金屬污染的基礎上，評述土壤重金屬污染修復技術，旨在推動重金屬污染土壤有效修復與綜合治理。

參考文獻：

篇6

1土壤退化的概念

土壤退化(Soildegradation)是指在各種自然，特別是人為因素影響下所發生的導致土壤的農業生產能力或土地利用和環境調控潛力，即土壤質量及其可持續性下降（包括暫時性的和永久性的）甚至完全喪失其物理的、化學的和生物學特征的過程，包括過去的、現在的和將來的退化過程，是土地退化的核心部分。土壤質量(Soilquality)則是指土壤的生產力狀態或健康(Health)狀況，特別是維持生態系統的生產力和持續土地利用及環境管理、促進動植物健康的能力[2]。土壤質量的核心是土壤生產力，其基礎是土壤肥力。土壤肥力是土壤維持植物生長的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母質、氣候、生物、地形和時間因素長期相互作用的結果，帶有明顯的響應主導成土因素的物理、化學和生物學特性；另一方面，人類活動也深刻影響著自然成土過程，改變土壤肥力及土壤質量的變化方向。因此，土壤質量的下降或土壤退化往往是一個自然和人為因素綜合作用的動態過程。根據土壤退化的表現形式，土壤退化可分為顯型退化和隱型退化兩大類型。前者是指退化過程（有些甚至是短暫的）可導致明顯的退化結果，后者則是指有些退化過程雖然已經開始或已經進行較長時間，但尚未導致明顯?耐嘶峁?/P>

2全球土壤退化概況

當前，因各種不合理的人類活動所引起的土壤和土地退化問題，已嚴重威脅著世界農業發展的可持續性。據統計，全球土壤退化面積達1965萬km2。就地區分布來看，地處熱帶亞熱帶地區的亞洲、非洲土壤退化尤為突出，約300萬km2的嚴重退化土壤中有120萬km2分布在非洲、110萬km2分布于亞洲；就土壤退化類型來看，土壤侵蝕退化占總退化面積的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等級來看，土壤退化以中度、嚴重和極嚴重退化為主，輕度退化僅占總退化面積的

38%[3～6]。

全球土壤退化評價(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究結果[3～6]顯示，土壤侵蝕是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蝕影響占56%，風蝕占28%；至于水蝕的動因，43%是由于森林的破壞、29%是由于過度放牧、24%是由于不合理的農業管理，而風蝕的動因，60%是由于過度放牧、16%是由于不合理的農業管理、16%是由于自然植被的過度開發、8%是由于森林破壞；全球受土壤化學退化（包括土壤養分衰減、鹽堿化、酸化、污染等）影響的總面積達240萬km2，其主要原因是農業的不合理利用(56%)和森林的破壞(28%)；全球物理退化的土壤總面積約83萬km2，主要集中于溫帶地區，可能絕大部分與農業機械的壓實有關。

3我國土壤退化狀況

首先，我國水土流失狀況相當嚴重，在部分地區有進一步加重的趨勢。據統計資料[7]，1996年我國水土流失面積已達183萬km2，占國土總面積的19%。僅南方紅黃壤地區土壤侵蝕面積就達6153萬km2，占該區土地總面積的1/4[8]。同時，對長江流域13個重點流失縣水土流失面積調查結果表明，在過去的30年中，其土壤侵蝕面積以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形勢不容樂觀。

其次，從土壤肥力狀況來看，我國耕地的有機質含量一般較低，水田土壤大多在1%～3%，而旱地土壤有機質含量較水田低，＜1%的就占31.2%；我國大部分耕地土壤全氮都在0.2%以下，其中山東、河北、河南、山西、新疆等5?。▍^）嚴重缺氮面積占其耕地總面積的一半以上；缺磷土壤面積為67.3萬km2，其中有20多個?。▍^）有一半以上耕地嚴重缺磷；缺鉀土壤面積比例較小，約有18.5萬km2，但在南方缺鉀較為普遍，其中海南、廣東、廣西、江西等省（區）有75%以上的耕地缺鉀，而且近年來，全國各地農田養分平衡中，鉀素均虧缺，因而，無論在南方還是北方，農田土壤速效鉀含量均有普遍下降的趨勢；缺乏中量元素的耕地占63.3%[10]。對全國土壤綜合肥力狀況的評價尚未見報道，就東部紅壤丘陵區而言，選擇土壤有機質、全氮、全磷、速效磷、全鉀、速效鉀、pH值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表層土壤厚度等11項土壤肥力指標進行土壤肥力綜合評價的結果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影響，處于中、下等水平，高、中、低肥力等級的土壤的面積分別占該區總面積的25.9%、40.8%和 33.3%，在廣東丘陵山區、廣西百色地區、江西吉泰盆地以及福建南部等地區肥力退化已十分嚴重[11]。

此外，其它形式的土壤退化問題也十分嚴重。以南方紅壤區為例，約20萬km2的土壤由于酸化問題而影響其生產潛力的發揮；化肥、農藥施用量逐年上升，地下水污染不斷加劇，在部分沿海地區其地下水硝態氮含量已遠遠高于WHO建議的最高允許濃度10mg/l；同時，在一些礦區附近和復墾地及沿海地區土壤重金屬污染也相當嚴重[8]。

4土壤退化研究進展

自1971年FAO提出土壤退化問題并出版“土壤退化"專著以來，土壤退化問題日益受到人們的關注。第一次與土地退化有關的全球性會議——聯合國土地荒漠化(desertification)會議于1977在肯尼亞內羅畢召開。聯合國環境署(UNEP)又分別于1990年和1992年資助了Oldeman等開展全球土壤退化評價(GLASOD)、編制全球土壤退化圖和干旱土地的土地退化（即荒漠化）評估的項目計劃。1993年FAO等又召開國際土壤退化會議，決定開展熱帶亞熱帶地區國家級土壤退化和SOTER（土壤和地體數字化數據庫）試點研究。在1994年墨西哥第15屆國際土壤學大會上，土壤退化，尤其是熱帶亞熱帶的土壤退化問題倍受與會者的重視，不少科學家指出，今后20年熱帶亞熱帶將有1/3耕地淪為荒地，117個國家糧食將大幅度減產，呼吁加強土壤退化及土地退化恢復重建研究，并在土壤退化的概念、退化動態數據庫、退化指標及評價模型與地理信息系統、退化的遙感與定位動態監測和模擬建模及預測、土壤復退性能研究、退化系統恢復重建的專家?霾呦低車妊芯糠矯嬗辛誦碌姆⒄埂9仕簾3盅Щ嵋燦?nbsp;1997在加拿大多倫多組織召開了以流域為基礎的生態系統管理的全球挑戰國際研討會，從生態系統、流域的角度探討土壤侵蝕等土壤退化等問題。而且，國際土壤聯合會于1996年和1999年分別在土耳其和泰國舉行了直接以土地退化為主題的第一屆和第二屆國際土地退化會議，并在第一屆會議上決定成立了土壤退化研究工作組專門研究土壤退化，在第二屆會議上則對土壤退化問題更為重視，并有學者倡議將土壤退化研究提高到退化科學的高度來認識，并決定于2001年在巴西召開第三屆國際土壤退化會議[12]。同時，在亞洲，由UNDP和FAO支持的“亞洲濕潤熱帶土壤保持網(ASOCON)”和“亞洲問題土壤網”也在亞太土地退化評估與控制方面開展了大量的卓有成效的研究工作?？偟恼f來，國際上土壤退化研究在以下方面取得了重要進展：①從土壤退化的內在動因和外部影響因子（包括自然和社會經濟因素）的綜合角度，研究土壤退化的評價指標及分級標準與評價方法體系；②從土壤的物理、化學和生物學過程及其相互作用入手，研究土壤退化的過程與本質及機理；③從歷史的角度出發，結合定位動態監測，?芯扛骼嗤寥勞嘶難荼涔碳胺⒄骨饗蠔退俾?，并对其进行腄夂馱?；④侧重人类活动（特冰樓蛻儇利用方g膠屯寥讕芾澩朧┒醞寥勞嘶屯寥樂柿坑跋斕難芯?，并将土葎谒化的赖Z堊芯坑臚嘶寥賴鬧衛硨涂⑾嘟岷希型戀馗錄際鹺屯寥郎δ鼙；氖匝槭痙逗屯乒?；⑤注重传统茧H酰ㄒ巴獾韃欏⑻錛涫匝欏⑴柙允匝欏⑹笛槭曳治霾饈浴⒍ㄎ還鄄饈匝櫚齲敫咝錄際酰ㄒ8小⒌乩硇畔⑾低場⒌孛娑ㄎ幌低場⒛D夥掄?、专枷伒蛙圐x┑慕岷希虎藪由緇峋醚Ы嵌妊芯客寥勞嘶醞寥樂柿考捌瀋Φ撓跋臁?/P>

我國土壤學研究工作在過去幾十年主要集中在土壤發生、分類和制圖（特別是土壤資源清查）；土壤基本物理、化學和生物學性質（特別是土壤肥力性狀）；土壤資源開發利用與改良（特別是土壤培肥，鹽漬土和紅壤的改良等）等方面。這些工作雖然在廣義上與土壤退化科學密切相關，但直接以土壤退化為主題的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以熱帶亞熱帶土壤退化研究工作較為系統和深入，并在80年代參與了熱帶亞熱帶土壤退化圖的編制，完成了海南島1∶100萬SOTER圖的編制工作。90年代以來，中國科學院南京土壤研究所結合承擔國家“八五”科技攻關專題“南方紅壤退化機制及防治措施研究”和國家自然科學基金重點項目“我國東部紅壤地區土壤退化的時空變化、機理及調控對策的研究”任務，將宏觀調研與田間定位動態觀測和實驗室模擬試驗相結合，將遙感、地理信息系統等高新技術與傳統技術相結合，將自然與社會經濟因素相結合，將時間演變與空間分布研究相結合，將退化機理與調控對策研究相結合，對南方紅壤丘陵區土壤退化的基本過程、作用機理及調控對策進行了有益的探索，并在以下方面取得了重要進展[8、13]：①初步定義了土壤退化的概念，闡明了紅壤退化的基本過程、機制、特點。②在土壤侵蝕方面，利用遙感資料和地理信息系統技術編制了東部紅壤區1∶400萬90年代土壤侵蝕圖與疊加類型圖及典型地區70、80、90年代疊加土壤侵蝕圖，并在土壤侵蝕圖、土地利用圖、土壤母質圖等基礎上，編制了1∶400萬土壤侵蝕退化分區概圖；對南方主要類型土壤可蝕性K值進行了田間測定，并利用全國第二次土壤普查數據和校正的Wischmeier方程，計算我國南方主要類型土壤可蝕性K，編制了相關圖件。③在肥力退化機理方面，建立了南方紅壤區土壤肥力數據庫，初步提出了肥力退化評價指標體系，進行了土壤肥力退化評價的嘗試，并繪制了紅壤退化評價有關圖件；將養分平衡與土壤養分退化研究相結合總結了我國南方農田養分平衡10年變化規律及其與土壤肥力退化的關系，認為土壤侵蝕、酸化養分淋失等造成的養分赤字循環及養分的不平衡是土壤養分退化的根本原因；應用遙感手段及歷史資料，編制了0～20cm及0～100cm土層的土壤有機碳密度圖，探討了紅壤有機碳庫的消長與轉化及腐殖質組成性質的變化規律；提出了磷素固定是紅壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰減的實質是磷素的雙核化和向固相的擴散，解決了紅壤磷素退化的實質問題。④在土壤酸化方面，研究了紅壤的酸化特點，根據土壤的酸緩沖性能，建立了土壤酸敏感性分級標準，進行了紅壤酸敏感性分級和分區，首次繪制了有關地區土壤酸敏感性分區概圖；采用MAGIC模型，并進行校正對我國紅壤酸化進行預測，揭示紅壤酸度的時空變化規律；并在作物耐鋁快速評估方面取得了重要進展。⑤在土壤污染方面，利用多參數對重金屬的土壤污染進行了綜合評估，建立了綜合污染指數(CPI)值的計算方法，對不同地區的污染狀況進行了評估，繪制了重金屬污染概圖；應用農藥在土壤中的吸附系數(Kd)和半衰期(t1/2)及基質遷移模式，闡明了土壤農藥污染的機理；在重金屬污染對土壤肥力的影響方面的研究結果表明，重金屬污染可降低土壤對鉀的保持能力，促進鉀的淋失；而對氮和磷而言，主要是降低與其催化降解和循環相關的酶的活性。⑥紅壤退化防治方面，提出了區域治理調控對策，“頂林—腰果—谷農—塘魚”等立體種養模式等，并對一些開發模式進行示范和評價。

然而，我國幅員遼闊，自然和社會經濟條件復雜多樣，地區間差異明顯。各類型區在農業和農村發展過程中均不同程度地面臨著各種資源環境退化問題，有些問題是全區共存的，有些則是特定類型區所特有的。過去的工作僅集中于江南紅壤丘陵區，而對其它地區觸及較少。而且，在研究工作中，也往往偏重于單項指標及單個過程的研究。土壤退化綜合評價指標體系的研究基本處于空白，對退化過程的相互作用研究不夠。同時，在合理選擇堿性物質改良劑種類、提高經濟效益以及長期施用改良劑對土壤物理、化學，特別是生物學性質的影響等方面還有許多問題有待進一步研究，對耐酸（鋁）作物品種的選擇研究也亟待加強。此外，對其它土壤退化問題，如集約化農業和鄉鎮企業及礦產開發引起的土壤及水體污染、土壤生物多樣性衰減等問題，尚未開展系統研究。

5土壤退化的研究方向

土壤退化是一個非常綜合和復雜的、具有時間上的動態性和空間上的各異性以及高度非線性特征的過程。土壤退化科學涉及很多研究領域，不僅涉及到土壤學、農學、生態學及環境科學，而且也與社會科學和經濟學及相關方針政策密切相關。然而，迄今為止，國內外的大多數研究工作偏重于對特定區域或特定土壤類型的某些土壤性狀在空間上的變化或退化的評價，而很少涉及不同退化類型在時間序列上的變化。而且，在土壤退化評價方法論及評價指標體系定量化、動態化、綜合性和實用性以及尺度轉換等方面的研究工作大多處于探索階段。

我國土壤退化研究雖然在某些方面取得了一定的、有特色的進展，但整體上還處于起步階段。為此，作者認為，今后我國土壤退化的研究工作應從更廣和更深的層次上系統綜合地開展土壤退化的綜合評價與主要退化類型農業生態系統的重建和恢復研究，并逐步向土地退化或環境退化方向拓展。具體來說，應加強以下幾個方面的研究工作：

(1)土壤與土地退化指標評價體系研究。主要包括用于評價不同土壤及土地退化類型的單項和綜合評價指標、分級標準、閾值和彈性，定量化的和綜合的評價方法與評價模型等；

(2)土壤退化的監測與預警系統研究。主要包括建立土壤退化監測研究網絡，對重點區域和國家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的類型、范圍及退化程度進行監測和評價，并進行分類區劃，為退化土地整治提供依據；

(3)土壤與土地退化過程、機理及影響因素研究。重點研究幾種主要退化形式（如土壤侵蝕、土壤肥力衰減、土壤酸化、土壤污染及土壤鹽漬化等）的發生條件、過程、影響因子（包括自然的和社會經濟的）及其相互作用機理；

(4)土壤與土地退化動態監測與動態數據庫及其管理信息系統的研究。主要包括土壤退化監測網點或基準點(Benchmarksites)的選建、3S(GIS、GPS、RS)技術和信息網絡及尺度轉換等現代技術和手段的應用與發展、土壤退化屬性數據庫和GIS圖件及其動態更新、土壤退化趨向的模擬預測與預警等方面的工作；

(5)土壤退化與全球變化關系研究。主要包括土壤退化與水體富營養化、地下水污染、溫室氣體釋放等；

(6)退化土壤生態系統的恢復與重建研究。主要包括運用生態經濟學原理及專家系統等技術，研究和開發適用于不同土壤退化類型區的、以持續農業為目標的土壤和環境綜合整治決策支持系統與優化模式，主要退化生態系統類型土壤質量恢復重建的關鍵技術及其集成運用的試驗示范研究等方面的工作，為土壤退化防治提供決策咨詢和示范樣板；

(7)加強土壤退化對生產力的影響及其經濟分析研究，協助政府制定有利于持續土地利用，防治土壤退化的政策。

參考文獻

1RLal.Soilqualityandsustainability[A].In:

RLal,WHBlum,CValentine,etal.Methodsfor

AssessmentofSoilDegradation[C].USA:CRCPress

LLC,1998,17～30.

2趙其國，孫波，張桃林．土壤質量與持續環境I．土壤質量的定義及評價方法[J]．土壤，1997,(3)：113～120.

3GLASOD.Globalassessmentofsoildegradation[Z].Worldmaps.

Wageningen(Netherlands):ISRICandPUNE,

1990.

4OldemanLR,Engelen,VWPVan,etal.Theextent

ofhuman-inducedsoildegradation[Z].Annex5“World

Mapofthestatusofhumaninducedsoildegradation,Anexplanatory

note.”Wageningen,Netherlands:ISRIC.

1990.

5OldemanLR,HakkelingRTA,SombroekWG.

Worldmapofthestatusofhuman-inducedsoil

degradation[Z].Anexplanatorynote,Wageningen,Netherlands:ISRIC

andPUNE,1991.

6OldemanLR.Theglobalextentofsoil

degradation[A].In:DJGreenland,ISzabolcs.

SoilResilienceandSustainableLandUse[C].CABInternational,

Wallingford,UK,1994,99～118.

7中國農業年鑒編輯委員會．中國農業年鑒[Z]．北京：中國農業出版社，1997.

8張桃林．中國紅壤退化機制與防治[M]．北京：中國農業出版社，1999.

9紅黃壤地區農業持續發展戰略研究專題協作組．紅黃壤地區農業持續發展研究（第一集）[C]．北京：中國農業科技出版社，1993.

10魯如坤．土壤—植物營養學[M]．北京：化學工業出版社，1998.

11孫波，張桃林，趙其國．我國東南丘陵區土壤肥力的綜合評價[J]．土壤學報，1995,32(4)：362～369.

12CAnecksamphant,CCharoenchamratcheep,T

Vearasilp,etal.ConferenceReportof2nd

InternationalConferenceonLandDegradation[R].

篇7

關鍵詞：生物炭； 土壤團聚體； 結合態碳庫

中圖分類號：S141.6文獻標識號：A文章編號：1001-4942（2016）09-0157-05

AbstractBiochar is an aromatized refractory solid product from bioorganic materials by thermal cracking in hypoxia environment. It is a kind of black char with and mostly powder particles. Biochar can not only act as active soil conditioners to enhance soil adsorption properties， but also promote the soil carbon storage function. The physical and chemical properties of biochar were summerized in this paper， and also the research progresses of its influences on soil aggregate and combined state of carbon sinks.

KeywordsBiochar；Soil aggregate；Combined state of carbon sinks

近一個世紀以來全球氣溫不斷攀升，人們普遍認為大氣中CO2、CH4 等溫室氣體的增加是造成全球氣溫上升的主要原因[1]。生物炭的農田施用為如何遏制或減少溫室氣體的排放量提供了新的解決思路，被科研界視為是增加土壤碳儲量的主要措施[2]。土壤碳（C）庫作為土壤有機質（SOM）庫的重要組分，在陸地碳循環中起重要作用[3]。土壤主要通過物理保護、化學保護以及生物化學保護三個方面完成其對有機質庫的保護[4，5]。因此，由土壤團聚體物理保護引起的生物與有機碳的空間隔離是構成土壤碳穩定化的重要機制之一[6]。

土壤團聚體是土壤結構的物質基礎[7]，它的形成與土壤顆粒有機質（particulate organic matter， POM）是密不可分的，土壤團聚體為POM的存在提供場所，后者則是前者存在的膠結物質[8]。因此，土壤團聚體中有機碳能夠指示土壤中總有機碳的變化[9]。當生物炭進入土壤環境以后，是增加土壤碳的儲存還是促進土壤碳的釋放，是提高還是降低團聚體的穩定性，這些問題尚存有爭議[10，11]。有研究顯示，施用生物炭在短期內能實現固碳減排目標，并且在連續兩年內具有穩定的持續性[12，13]。也有人對此持否定態度，認為生物炭施用提高了有機質的分解速率，從而降低了土壤碳的儲存[14]。

1生物炭的發展及其理化性質

巴西亞馬遜河流域出現的一種Terra Preta土壤，該土壤含碳量異常豐富、呈現黑色，也被人稱之為黑土。1879年，赫伯特?史密斯進一步揭示了黑土提高甘蔗和煙草等農作物產量的原因是黑土中含有豐富的生物炭[15]，從而激發了科研工作者對生物炭研究的興趣。研究表明，普通土壤的生產力遠低于附有生物炭土壤的生產力。生物炭能穩定留存在土壤中[16-19]，對農田溫室氣體排放、土壤酸堿環境、農藥及化學品殘留等農業有機污染等不良環境具有改良、修復和緩解作用[20-22]。這一發現又激發起了人們研究利用生物炭增加農田土壤碳截留、應對全球變暖新對策的熱情。因而，生物炭也有了“黑色黃金”的美稱。

生物炭是指生物有機材料（生物質）在低氧或缺氧環境中經熱裂解后的芳香化難溶的固體產物[23]，大多為多孔粉狀顆粒，2007年在澳大利亞第一屆國際生物炭會議上取得統一命名，主要施用于農林業土壤[24]。常見的生物炭有秸稈炭、木炭、花生殼炭等。

生物炭的組成元素主要為碳、氫、氧等，其中碳含量高達60% 以上，其次是鉀、鈣、鈉、鎂、磷、硅等[25]；主要物質組成為烷烴和芳香烴化合物[26]，并具有生物化學穩定性和熱穩定性[27]。生物炭的結構和比表面積等理化性質除了受原料、技術工藝的影響，還與熱解環境等有關系。有學者通過對生物質熱解進行研究顯示，隨著溫度的升高，比表面積及孔徑增大，表面積增大以及生物炭的芳構化程度加深[28]，導致生物炭具有較強的吸附能力。因此，生物炭不僅可以充當土壤活性調理劑，能增加土壤吸附性能，保水、保肥，促進作物生長，同時還可以促進土壤的貯碳功能[29]。雖然生物炭不是惰性物質，但是它具有較強的抗分解能力，當其進入土壤系統后，生物炭可以留存數千年以上[30]，這是生物炭具有“碳封存”功能、充分還田改土并具有可持續和累積發揮作用的基礎[31]。隨著生物炭進入土壤后保存時間的延長，O和H含量有逐漸增加的趨勢，但是黑炭的C含量逐漸下降，而丟失的C正是進入了土壤中[12]。因此，在一定時限范圍內，生物炭應該可以作為一個潛在的穩定的土壤有機碳庫，真正實現碳封存。

2施用生物炭對土壤團聚體及其結合碳庫的影響 土壤團聚體是單個土粒和有機無機物質膠結等因素的作用下形成具有近似球形較疏松多孔的小土團，直徑在0.25～10 mm之間，具有較高的穩定性[32]。土壤團聚體形狀和大小各異，是形成土壤良好結構的物質基礎，具有高度復雜的空間分布與組成，通常被人們劃分為大團聚體（>0.25 mm）和微團聚體（

作為土壤結構的基本單位，土壤團聚體對 SOM 的物理保護作用可作為土壤 C 穩定化的重要組成部分[4]，具體途徑可分為三種：（Ⅰ）在微生物、微生物酶和底物間存在空間間隔，影響其發生反應的速率；（Ⅱ）影響食物鏈的分布，控制食物網的相互作用；（Ⅲ）改變微生物活性并影響其周轉速率[36]。通過團聚體的物理保護作用還可以降低土壤微生物對其自身分解的風險，從而保持團聚體的穩定[37]。研究表明：生物炭可與土壤顆粒形成團聚體和有機-無機復合體，生物炭有利于團聚體的形成和穩定[38，39]，同時生物炭也在團聚體的物理保護作用下得到長期固持。施用生物炭雖然會降低耕層土壤容重，但增加了耕層土壤陽離子交換量、土壤碳氮的含量等[40，41]；有學者研究生物炭對土壤抗破碎性及團聚體穩定性的影響，顯示生物炭不能像其他有機物料一樣提高土壤團聚體的穩定性[42]。另外，人們在生物炭對土壤團聚體碳庫的影響研究上存在分歧。Brodowski 等[10]對施用生物炭的土壤團聚體進行研究，認為黑炭比其他土壤有機碳組分更容易嵌入土壤微團聚體中從而保護土壤有機質不被分解，從而有利于團聚體的穩定，并發現

3施用生物炭對不同有機碳組分的影響

作為土壤有機質庫的重要組成部分，土壤有機碳的固持對改善土壤質量以及緩解全球溫室效應具有重要意義。適當的生產管理措施可以提高農田土壤固持大氣中CO2的潛力，有研究表明，長期采用合理的農業管理措施，如秸稈還田不但可以提高土壤有機碳的輸入量，還能降低土壤有機質的礦化分解，是增加土壤碳儲量的有效方式。土壤有機碳根據其在土壤結構的分布和功能可以分為不同的碳庫[44]：游離態的輕組有機質（light fraction， LF）、閉蓄態顆粒有機質（intra-aggregate POM， iPOM ）、礦質結合態重組有機質（heavy fraction， HF）。

生物炭可以產生碳負性（carbon negative），即植物殘體制成生物炭施用土壤后，殘體重新釋放到大氣的碳量僅是原有截獲量的一部分，將碳長時間的截留于土壤[19]。生物炭作為土壤惰性碳庫的重要組成部分，在土壤碳循環中有著重要地位[45]。生物炭施用到土壤是否存在一種激發效應（priming effect），即活性碳源進入土壤系統后會促進還是抑制原有有機質的分解。目前相關報道意見不一。研究顯示，施用生物炭會降低土壤總有機碳、顆粒有機碳的含量[46]，同時施用生物炭也會促使土壤微生物活性[47]，顯著提高土壤微生物量碳水平[40]。另有研究表明，生物炭富含的有機碳能提高土壤有機質含量水平[48]。

馬莉等[49]通過盆栽試驗表明，生物炭的激發效應與其本身的制作過程有關，但是它們都對有機碳的礦化起了促進作用，并因此而提高了土壤生產力。研究顯示，施用生物質炭可顯著增加土壤有機碳的氧化穩定性，但長期或高量施用生物質炭可能會增加土壤有機質的礦化率[12，50]。陳紅霞等[51]對連續3年施用生物炭的華北平原農田土壤進行研究，結果顯示，施用生物炭顯著增加了0～7 cm 和 7.5～15 cm 土層的 POM-C 濃度。由于土壤表層團聚體中游離的輕組物質含量一般高于次表層，并且游離態輕組顆粒轉化時間短，一般只有幾周到幾十年，所以被認為是土壤中易分解的C庫。輕組土壤含碳量較高，大約是土壤有機 C總量的15%～32%[4]，導致輕組碳比全碳更能反映由于土地利用變化導致有機質損失的敏感程度，所以也經常被視為是反映土壤有機碳庫和土壤質量變化的敏感指標[41]。

4展望

近年來，國內外關于生物炭研究迅猛發展，基本性質及生物與非生物氧化方面已經開展了一些研究并取得了初步成果[52-54]，但仍有許多問題有待我們進一步思考和研究。（1）基于田間的長期定位試驗，開展生物炭對大田土壤理化性質及作物產量的影響研究較少，生物炭在土壤碳循環過程的長期效應及其在溫室氣體排放領域發揮的作用，還需要在大尺度、寬范圍、多領域的穩定的、可靠的試驗數據來論證，進而綜合分析、評估生物炭在固碳減排潛力、效益等發揮的作用及其前景。（2）生物質炭輸入土壤后其形態變化、穩定機理仍有待更多的、長期的試驗研究來驗證，生物炭對土壤碳庫影響的研究一般在肥力比較高的土壤中進行，并且多為室內培養或短期小區試驗[40]，對土壤不同有機碳組分規律的影響研究不夠深入。因此，長期連續施用生物炭對于農田土壤及環境變化影響的研究將是未來的重要方向。

參考文獻：

[1]黃耀.中國的溫室氣體排放、減排措施與對策[J].第四紀研究，2006（5）：722.

[2]Liang B Q， Lehmann J，Solomon D. Stability of biomass-derived black carbon in soils[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta， 2008，72（24）：6069-6078.

[3]杜章留.太行山前平原集約種植區保護性耕作下土壤質量與碳氮固持機制研究[D].北京：中國農業大學，2009.

[4]Christensen B T. Physical fractionation of soil and structural and functional complexity in organic matter turnover[J]. Eur. J. Soil Sci.， 2001，52：345-353.

[5]Six J， Conant R T， Paul E A， et al. Stabilization mechanisms of soil organic matter：implications for C-saturation of soils[J]. Plant and Soil，2002，241：155-176.

[6]劉滿強，胡鋒，陳小云.土壤有機碳穩定機制研究進展[J].生態學報，2007，27（6）： 2642-2649.

[7]文倩，關欣.土壤團聚體形成的研究進展[J].干旱區研究，2004，21（4）：434-438.

[8]劉中良，宇萬太.土壤團聚體中有機碳研究進展[J].中國生態農業學報，2011，19（2）： 447-455.

[9]姜學兵，李運生，歐陽竹，等.免耕對土壤團聚體特征以及有機碳儲量的影響[J].中國生態農業學報，2012，20（3）：270-278.

[10]Brodowski S， Amelung W， Haumaier L， et al. Morphological and chemical properties of black carbon in physical soil fractions as revealed by scanning electron microscopy and energy dispersive X-ray spectroscopy[J]. Geoderma， 2005， 128： 116-129.

[11]黃超，劉麗君，章明奎.生物質炭對紅壤性質和黑麥草生長的影響[J].浙江大學學報（農業生命科學版），2011，37（4）：439-445.

篇8

在全球氣候變暖的時代背景下，農業作為與自然環境關系最為密切的產業，一方面，溫室氣體的增加直接影響到農作物的光合作用,大氣CO2的強度和濃度與作物的初級生產力密切相關。另一方面，農業在自身生產過程中,由于土地利用不當，化肥、農藥等高碳型生產資料施用量過多釋放出大量的溫室氣體,反過來影響氣候的變化。據估計,農業源排放的CO2、CH4、N2O的量分別占總的人為溫室氣體排放量的21%～25%、57%和65%～80%（林而達，2001）。因此，在發展低碳經濟方面，農業領域潛力巨大。廣東相對全國而言，農業發展規模不大，農業產值占全省GDP的比例很小，但是化肥、農藥等高碳型生產資料的投入卻一直居于全國前列，屬于典型的化學農業。據統計數據顯示，近10年來廣東農田的化肥施用量達到641kg/hm2，遠遠超過了國際上認定的225kg/ hm2的安全上限；農藥使用量為31kg/hm2，超過農藥的安全使用量8.7kg/hm2，是發達國家使用量的4倍多（唐麗霞，2008）。由于農藥、化肥等農用化學品的大量不當使用，使得廣東耕地土壤肥力嚴重下降。耕地土壤的退化一方面造成農田固碳能力的嚴重下降，另一方面引起土壤自身的有機碳不斷向大氣環境凈釋放。因此，廣東應針對其農業發展自身的條件與現狀，大力發展低碳農業，以實現農業發展方式的轉型。這既是廣東應對全球氣候變暖，減少溫室氣體排放的內在要求，也是改善全省土壤質量，實現現代農業可持續發展的必然選擇。目前，我國對低碳農業的探索正處于起步階段，以農業溫室氣體減排和農業增匯減碳為目標的低碳農業發展模式，將成為今后現代農業發展的必然趨勢。就此，本文以高碳型農業較為發達的廣東省為案例，從低碳經濟視角分析當前廣東農業的發展現狀，存在的主要問題，影響農業低碳發展的主要因素；并由此探討低碳農業發展的主要路徑與對策，以推進廣東農業發展逐步實現低碳轉型。

2 廣東農業生產碳排放特征分析

2.1 農業生產碳排放總量趨勢分析

在氣候變化研究中碳排放量的測算比較復雜，因此，目前尚無農業CO2排放的具體觀察數據，一般只能基于已有的相關統計量，初略估算其所產生的碳排放量。本研究涉及的農業生產碳排放（本文所指種植業），主要包括化肥、農藥等現代農業投入品，直接能源消費，以及土地翻耕過程中所直接或間接導致的溫室氣體的排放。因此，計算農業二氧化碳排放量時采用如下公式估算：根據以上原則和計算方法，測算出2000～2009年廣東省農業生產碳排放量的估算值（表2）。結果顯示，隨著化肥、農藥等生產資料消費的快速增長，以及播種面積與灌溉面積的增加，廣東農業的碳排放總量總體呈不斷上升的趨勢，從2000年的275.3萬t碳增加到2009年的347.2萬t碳，年均增長約3%。2000~2001年間，碳排放量呈現較為明顯的上升，由2000年的275.3萬t碳升至2001年的296萬t碳，環比增長7.5%。2001~2003年，出現了約0.6%的微量下降態勢。2005年之后，又呈現逐步上升的趨勢，環比增速率總體保持在3%左右。

2.2 農業碳排放強度的時序特征

2000～2009年廣東農業碳排放量雖然總體呈現增長態勢，但是年均2.6%的增長率小于10年間農業總產值4.1%的年均增值率（圖1），與之相對應的是廣東歷年的單位農業總產值碳排放強度呈現緩慢的下降態勢（圖1）。從表3可以看出，2000年廣東單位農業總產值碳排放強度為16.01kg碳/萬元，至2009年下降到14.10kg碳/萬元，碳排放強度年均下降率為1.4%。從變化過程來看，廣東單位農業總產值碳排放強度并非逐年下降,而是呈現一定的階段性特征：2000～2002三年間波動較大，2000～2001年上升明顯，環比增幅5%，但翌年迅速下降至低于2000年的碳排放強度，與上年相比降幅達到9.5%。2003～2006年為相對平穩階段，呈現逐年小幅下降的特征，4年年均下降了2.2%。而自2007年之后，單位農業總產值碳排放強度又有所反彈。何建坤等研究認為，碳排放強度的下降率大于GDP的增長率時才能實現CO2的絕對減排（何建坤等，2004）。廣東2000～2009年單位農業產值碳排放強度年均1.4%的下降率明顯小于農業生產總值年均4.1%增長率，因此，廣東農業生產還無法實現溫室氣體的絕對減排。這可以從近10年的廣東農業空間碳排放強度增加幅度較大得到進一步驗證，據測算廣東農業空間碳排放強度從2000年的880kg/hm2增加到2009年的1226.41 kg/hm2，年均增長約4%，明顯高于單位農業總產值碳排放強度。這一現象表明廣東農業生產的碳排放形勢不容樂觀。

3 廣東農業碳排放主要影響因素分解

3.1農業產值增長是農業碳排放增加的主要推動因素

據研究，20世紀80年代初以來,中國農業經濟的快速持續發展對CO2排放的增長累計貢獻了高達95%以上的增量（李國志等，2010）。廣東的情況與全國類似，近年來，廣東的耕地面積是以年均1.2%的速度下降的情況下，農業總產值則是以年均4.1%的速度增長。而農業產值的提高是與農業生產投入的加強是密切相關的。以農業機械投入為例，2009年全省農業機械總動力達2085萬千瓦，比2000年增長18.2%。這表明近年來農業機械投入及相應的能源消費量增幅是農業產值得以增長的重要因素，而能源消費則是農業碳排放的直接來源之一。因此，隨著農業經濟的發展，農業碳排放將會進一步地增加，農業產值增長是廣東農業碳增量的主要因素。

3.2 農業化學化水平的提高是廣東農業空間碳排放強度上升的關鍵因素

農業化學化是農業現代化的重要內容之一，其基本含意是指農藥、化肥等各種化學產品在農業上的應用，它對農業的發展具有重大意義，但生產化肥、農膜等農業化學品需要耗費大量的煤炭、石油等碳基能源；并在施用這些化學品過程中，造成土壤釋放出大量的甲烷、CO2等溫室氣體。廣東單位面積化肥、農藥施用量不僅遠遠超過國際上公認的安全上限，而且就全國而言，其單位面積的化肥、農藥等化學品的施用量也是最高的省份之一，以2007年為例，廣東單位耕地面積化肥施用量和農藥使用量分別為771.15kg/hm2和34.82kg/ hm2，均位于我國31個省市的第二位，僅低于福建省，分別是全國平均水平的1.84和2.61倍。施用綠肥的面積占年末耕地的比例很低并逐年減少，由2000年1.99%下降到2009年的1.04%。由此可見，近年來廣東農業空間碳排放強度的不斷上升與其農業化學化水平的提高是密不可分的。從近10年的廣東農業各類碳源碳排放占比情況（圖2），也可驗證這一點。自2000年以來，來自化肥、農藥、農膜等三種化學投入品的碳排放量占農業源碳排放總量的比例高達77%以上，尤其是化肥，近10年來一直占據農業碳排放總量60%左右的比例。

3.3 農業投入產出率平穩是單位農業產值碳排放量增幅較小的主導因素

農業投入產出率與單位產值農業碳排放量之間是一種“負相關”的關系，農業投入產出率高，則相應的單位產值碳排放量就低，反之亦然。以2002年為例，由于當年的投入產出率與前一年相比出現較大幅度的提高，農業總產值同比增長了9.4%，這直接使得2002年農業單位產值碳排放強度出現高達9.5%的下降幅度。不過總體而言，其與空間碳排放強度增幅較大相比，2000～2009年廣東單位農業總產值碳排放量變化幅度不大，這與近年廣東農業投入產出率一直保持在30%以上，未出現明顯的波動密切相關。在農業投入加大的情況下，必然導致碳排放量的增加，但由于投入產出率的平穩，使得農業總產值也相應得以增加，所以單位農業總產值碳排放強度基本也就保持在一個穩定值內，沒有出現太大的變化。

3.4 農業能源消費結構的高碳化是推動廣東農業碳排放增長的另一驅動因素

據調查統計，廣東農業生產能源消費中，主要以高碳排放的柴油和火電為主，低碳或零碳排放的天然氣及風電、沼氣等清潔能源使用占比低。以沼氣為例，相對于全國其他地區，廣東的沼氣推廣力度非常弱，據統計，2000年，四川農村戶用沼氣池就達216.5萬戶，而廣東當年僅為19.2萬戶，全國排名第12位。至2007年，四川農村戶用沼氣池達到390萬戶，而廣東僅35萬戶，全國排名第19位（農業部科技教育司，2008）。

4 廣東農業低碳發展面臨的主要障礙

4.1 耕地重用輕養，土壤有機碳流失嚴重，嚴重制約了廣東農業的低碳發展

耕地質量是農業綜合生產能力的基礎和核心。廣東人均耕地面積小，土地強化利用上比較明顯，農作物復種指數高達230%以上，特別是蔬菜、甜玉米等長期連作，農作物秸稈還田由于季節緊而不斷減少，收割季節秸稈焚燒現象隨處可見。如前所述，廣東化肥、農藥、農膜等農業化學品使用強度大（表3），尤其在珠三角，耕地化肥施用量為900 kg/hm2，是全國化肥平均施用量的3倍多，遠遠超過國際安全標準；同時，化肥又偏施氮素，鉀肥施用量明顯不足，有機肥施用更是逐年減少；農藥使用不規范，農藥殘留超標嚴重。這種耕作方式、方法直接導致土壤有機碳的嚴重流失與碳排放量的不斷增大，并帶來嚴重的土壤污染與農產品安全問題。目前廣東省耕地60%以上為中低產田，據全省土壤地力監測點調查結果顯示，在260個監測點中施入農田的有機養分僅占肥料養分總量的15%，低于全國平均25%的水平，比合理的施用比例40%少25個百分點，導致53%監測點農田有機質含量下降；全省耕地缺磷面積達15%，缺鉀面積達66%（梁友強等，2009）。此外，由于廣東高溫多雨的氣候條件病蟲害發生頻繁使得高毒農藥屢禁不止，嚴重污染了農業生態環境，農產品農藥殘留超標嚴重，食用蔬菜的農藥中毒事故時有發生，每年全省蔬菜農中毒人數都有數千人之多（黃玩群等，1998）。

4.2 農業生產資金投入不足，缺乏制度保障與引導，不利于廣東農業的低碳化轉型

自2000年以來，廣東農業產值占GDP的比例一直處于10%以下的水平，因此，全省從上而下對農業發展不夠重視，公共財政的涉農支出嚴重不足，特別是縣鄉基層財政支農資金匱乏。雖然近年來農業投入比例有所增長，但增長速度明顯低于政府財政總支出的增長速度（圖3）。加上，廣東在整合使用財政支農資金體制上存在不少問題，影響了支農資金整體使用效益和政策效應的發揮。以耕地質量建設投入為例，各級政府每年投入上百億元資金用于農田基礎設施建設，但在培育地力、改善耕地質量建設方面長期欠賬，基本沒有專項扶持資金。廣東省政府從2005年起，在省、市、縣三級耕地開墾費總額中提取10%，設立耕地開發整理項目地力培育專項資金，專門用于易地開發新墾耕地。但由于該專項資金額較少，受益面窄，難以達到持續培肥新墾耕地地力的目標。此外，農戶進行低碳生產缺乏相關的制度保障與指引，農業企業基于自身利益考慮更不可能自覺地從事低碳生產。目前政府出臺的一些節能減排制度都僅適用于在工業生產方面，真正與農業低碳生產相關的激勵和懲處制度還很少；農村金融對“三農”貸款支持面窄、金額少，近年來廣東的涉農金融資金占金融機構貸款余額不足2%，難以產生金融直接支持“三農”的規模效應。因此 廣東農戶在農業生產中的“短視”行為比較明顯。

4.3 現行的農業生產技術體制制約低碳農業的發展

技術創新是提高能源技術效率和經濟效益的核心手段，但從總體而言，由于對農村建設資金投入不足，農村能源技術未能得到足夠的重視與推廣，村民們很少有及時廣泛地接觸與使用新技術的機會，并缺乏正確利用的有效引導。據2007年廣東省農業科學院科技情報研究所對“廣東公共財政向農村傾斜的投入機制”的研究數據顯示，全省每萬人擁有的農村專業技術協會會員數平均才32人，東西北地區由于經濟落后財政緊張，平均擁有的專業技術人員才26人。以農業生產節水技術為例，由于節水節能農業技術的開發、推廣經費投入不足，近年來廣東農業有效灌溉面積以年均1.5%的速度逐漸縮減。這種狀況嚴重制約了廣東節能節水低碳高效農業的發展。在地力的改良培育技術方面，目前廣東還相當落后，基本上是20世紀80年代以前的技術，相當部分已不適用于當前農戶分散經營及高投入、高強度利用的特點。之前的一些行之有效的耕地培肥措施，如秸稈還田、冬種綠肥、犁冬曬白等技術措施逐年減少，加速了土壤質量退化。在新能源技術方面，地方政府除了對沼氣、太陽能的建設使用稍有補貼外，其他新型能源設施如省柴灶、太陽能灶等的推廣建設鮮有出臺相關的優惠政策，不少地方省柴、節煤、節能的新技術遠未普及，最終導致農村能源利用效率整體低下。

5 廣東農業實現低碳化發展的主要路徑

5.1 改進耕作方式，降低農用化學品的施用強度，提高土壤固碳水平

第一，轉變傳統耕作方式，實行保護性耕作。對農田生態系統而言，耕作是破壞土壤有機碳穩定性、加速土壤有機碳分解的重要原因。因此，廣東在農業生產中應改變廣泛使用需要耗費大量化石燃料的農業機械的耕作方法，通過保護性耕作和機械化的免耕覆蓋模式等耕作方法，增強土壤有機質，加強土壤的固碳作用。第二，提高化肥、農藥等高碳型生產資料的利用效率，降低施用強度。過度的高碳型農業生產資料投入，是廣東農業逐漸喪失碳匯功能而成為碳源的主要原因，因此，廣東應全面推廣運用測土配方施肥、平衡施肥等施肥新技術，根據土壤特征選擇最優的配肥結構，推進合理施肥，減少單質肥料用量，提高化肥利用率；采取生物控制、物理誘殺及選用高效低毒農藥，引導農民科學施藥，由此提高化肥、農藥等高碳型生產資料的利用率，減少施用強度，并逐步增加有機肥、生物農藥等低碳綠色生產資料的使用比例，促進土壤養分平衡，有效遏制土壤有機碳的流失與溫室氣體的排放。

5.2 加強開發推廣農業節能減排技術和低碳能源，降低農業能耗碳排放強度

一是加強開發推廣農業節能減排技術，提高能源利用效率。據相關研究顯示，廣東省農業機械化與農業生產呈顯著的正相關,農業機械總動力每增加1%，糧食產量將增加0.35%（李海明，2010）?？梢?，推進廣東農業機械節能技術，提高能源利用效率，對廣東實現農業低碳生產的意義重大。而廣東現有的技術水平決定了農業生產過程中使用的能源主要為化石能源，因此，要實現現代農業的低碳發展必須大力研發推廣先進的節能降耗型、生態環保型農業技術，創新能源技術，提高能源利用效率和開發利用清潔能源，才能降低能源消耗、減少碳排放。二是大力開發利用農村可再生能源，優化農業生產能源消費結構。目前廣東農村許多地方仍以秸稈、薪柴等初級能源作為生活的主要燃料，能源利用效率僅為25%左右。因此應當積極推進農業廢棄物的資源化利用，提高生物質能源的使用效率。首先，以秸稈、禽畜糞便及其他農林廢棄物為加工對象，形成以“政府主導、農民主體、多元籌資”的投入機制，大力發展沼氣能源。第二，結合區域特點，發展太陽能、小風電和微水電等農村可再生能源，提高低碳能源在廣東農業生產和農村生活中的使用比例。第三，逐步發展清潔煤及其他清潔燃料技術，減少農業碳排放。

5.3 優化農業種植結構，因地制宜開發綠色農產品及農業生態旅游業

一是在確保農業生態安全的前提下，充分發揮各地的耕地資源優勢，合理利用耕地，科學調整、優化農業種植結構，逐步實現農業生產向低碳化轉型。在調整農業種植結構中，應以市場為導向，因地制宜發展具有廣東特色和競爭優勢的南亞熱帶水果、蔬菜、花卉等作物，建設優勢農產品產業帶，全面提高農產品質量和效益。總的原則是利用優質耕地種植產值較高的蔬菜、香蕉，利用丘陵旱坡地發展水果、花卉，加大力度改造中低產田，積極發展糧食生產，并將部分污染耕地改種花卉苗木，全面提升生產效益（林碧珊等，2008）。二是積極開發低碳生態農業的終端產品-綠色食品，推進農產品清潔生產、節約生產、安全生產。一方面，根據國際和國家有關標準，結合各地的情況，制定和完善綠色食品生產、管理標準和加工操作規程；另一方面，對大宗農產品實行無公害化生產，調整優化升級農村產業結構和產品結構。三是發展休閑觀光旅游農業，減少農作物的碳排放量。農業不僅具有食品保障功能，而且具有原料供給、生態保護、觀光休閑等多種功能。發展休閑、觀光旅游農業，可以促進農村生態環境的改善，提高農作物的減碳、固碳能力。

5.4 各區域之間逐步推行低碳農業生態補償機制

低碳農業倡導推行清潔生產，其根本任務就是在保障農產品安全、生態安全和能源減量化的同時，提高農業綜合經濟效益，向全社會提供能滿足需求的綠色農產品。因此，其生產過程表現出典型的正外部性特征，其提供的產品具有公共產品的一般屬性。因此，在廣東各區域之間必須建立一個合理的低碳農業生態補償機制，對低碳農業生態產品和生態服務支付適當的補償費用，以推進農業向低碳方向轉型發展：通過向低碳農業經營者支付生態保護、生態修復、生態發展的直接成本和機會成本，激勵人們改變高消耗、高污染的傳統農業生產方式，采用低碳生產方式，以達到保護和改善農業生態環境、增強農業生態服務功能，提高農業綜合效益的目的，最終實現農業經濟效益、社會效益和生態效益的統一（嚴立冬等，2010）。

篇9

【關鍵詞】綜合污水處理；生活污水；醫院污水；工業污水；污泥處理

目前我國正處在經濟高速發展的時期，城市建設的步伐加快，城市污水排放量增大，在這種背景下，合理地開發適合城市綜合污水處理的技術和工藝，不僅能緩解城市水資源短缺的現狀，并能維護生態環境，將對人類社會和經濟具有深遠的歷史意義及現實意義。

一、城市綜合污水處理的概念

城市綜合污水是指納入城市排水系統的生活污水、醫療污水和工業廢水的混合污水。污水直接排入自然河流，污水中的氮、氨氮、陰離子表面活性劑等有機污染物以及種類繁多的各類重金屬會污染河流。隨著經濟社會發展較快，許多地方治污規劃滯后，市政設施薄弱，無生活污水處理系統，在人口密度大的地區，河流污染愈趨嚴重，河流的稀釋凈化作用已大為削弱，超出了河流的自凈界限。

近幾年來，伴隨著科學技術的不斷提高，污水處理工藝有為較大的發展，城市綜合污水先經過初步處理或二級生化處理，處理后城市污水的主要污染物為氮、磷等物質，然后再利用污水處理系統對它進行深度處理。一級處理主要是去除污水中呈懸浮狀態的固體污染物，方法有格柵、沉淀、沉砂、油分離、氣浮等。二級處理目的是大幅度去除污水呈膠體和溶解狀態的有機性污染物質，目前常用的處理方法為活性污泥法和它們的改良型，如缺氧好氧生物脫氮除磷法、缺氧-厭氧-好氧-生物脫氮除磷法、序批式活性污泥法、吸附生物降解法、氧化溝法、生物模法等。這些工藝的特點是促使化學需氧量（COD）、生物需氧量（BOD）、酚等有機物進一步降解。為了更好地去除污水氮和磷，又進一步研制了除磷脫氮技術。其特點是利用優勢菌種（主要為聚磷菌）在缺氧-厭氧-好氧處理過程中（特別在好氧過程中）需要大量吸氣氧以供生長的原理，從而降低污水中磷氮含量，使污水在這一過程中達到三級處理，最終使綜合污水達到國家排放水體的標準，所剩污泥可以進行濃縮、消化、脫水、堆肥或家用填埋而最終處置。

二、城市綜合污水處理的分類

由于污水種類繁多，性質各異，故各污水處理策略上也有很不相同。

1、生活污水

通常以城市生活污水為主的污水處理，只需經過一級處理與簡單的二級處理即可達到城市中水使用的要求，可以滿足工業循環冷卻和家居如廁所等到用水的要求，達到以膜生物反應器污水處理技術最為突出。膜生物反應器是指將膜分離技術中的超微濾技術與污水處理中的傳統活性污泥的二次沉淀池進行固液分離，達到去除懸浮物、細菌及大分子有機物的目的。采用復合式膜生物反應器工藝對污水處理中的脫氮除磷性能進行研究，結果表明經過膜生物反應器處理過的污水水質完全符合建設部頒布的《生活雜用水水質標準（CJ25-1-1989）S 要求。

2、醫院污水

醫院污水是醫院或其它醫療機構在診治、預防疾病過程中產生的一類廢水，具有潛在傳染性和急性傳染性。其中含量有多種微生物和傳染病原，如艾滋病、乙肝、丙肝、傷寒、痢疾、結核桿核菌等病毒，被列為國家HW01號危險污染物，如不經處理直接外排，病菌將通過水、土壤和大氣傳播，對人體造成威脅。此類污水經污水處理廠二級處理后，水質已經改善，細菌含量也大幅度減少，但細菌的絕對數量仍很可觀。因此，醫院污水以病毒細菌危害為主，應將消毒作為主要處理手段。

目前，醫院污水的消毒處理方法主要有氯化物消毒劑消毒法、過氧化物消毒劑（過氧化氫、過氧乙酸、臭氧和二氧化氯）消毒法、紫外線輻照消毒法等。

3、工業污水

工業污水的水中由于含有大量的金屬離子，如汞、鉻、鎘等，以及堿、硫化物和鹽類等無機物而顯出獨特的顏色，污染性很強。如果工業污水直接進入水生態系統中，微生物不但不能降低重金屬的濃度，相反還能富集、放大其效應。據研究表明，重金屬進入生物體后，能積累在某器官中造成累積性中毒，最終危害生命。

污水中污染物有的惡化水質，危害水生物，危害農業；有的使人慢性中毒，破壞人體的正常生理過程，其中重金屬對人體危害最大，甚至致癌。然而工業污水無機物構成千差萬別，因此，對工業污水的有效治理，需要因地制宜，具體情況具體分析，以適宜的水處理技術與具體的工業堿污水處理設備相結合，才能有效地降低工業污水中的毒害元素。最為有效的方法為工廠內將污水直接凈化，即直接在工業廠房或其附近采用有針對性的污水處理方法。現在，工業污水的直接凈化技術是國家節能減排戰略中非常具有生命力的前沿技術。

4、污泥處理

污泥是污水處理后的附屬品，是一各特殊垃圾，是一種由有機殘片、細菌菌體、膠體等組成的極其復雜的非均質體。隨著我國污水處理量和處理率的提高，污泥的處理量也日趨增大，如果不及時以妥善處理和處置將造成堆放和排水區周圍環境嚴重的二次污染。目前污泥的處理方法主要有：

（1）衛生填埋

該方法操作相對簡單，投資費用較小，適應性強，但是侵占土地嚴重，存在潛在的土地污染和地下污染，縮短填埋場的使用年限。

（2）污泥農用

該方法投資少，能耗低，有機部分可轉化成土壤改良劑成分。但是直接農用存在重金屬污染和病原體、難降解有機物對地表水和地下水的污染。

（3）污泥焚燒

該方法能徹底無害化，殺死病原體，最大限度地減少污泥體積。但需要的設施投資大，處理費用高。添加燃燒會產生劇毒物質。

（4）污泥堆肥

篇10

關鍵詞：抗旱造林；菌根菌；共生體

中圖分類號：S728.2；S718.521

文獻標識碼：A

文章編號：1671-3168（2012）05-0031-06

隨著全球氣候干旱問題的日益突出，抗旱造林技術得到了迅猛發展。尤其是“徑流林業”和“土壤水分植被承載力學說”的誕生，促使人們從一個嶄新的角度思考旱區林業的可持續發展問題［1-5］。該理論和技術針對旱區降水稀少而蒸發強烈的實際情況，積極倡導人工集水、高效蓄水、持續用水、合理構建群落結構等新理念及新舉措，在提高水分利用效率、改善造林效果、維持群落穩定性的同時，還要防止林地土壤水分衰退。然而，其中所用化學試劑的環境效應還有待評價，某些措施成本較高，作用單一問題也急需解決。因此，只有不斷挖掘環境友好、成本低廉、效果顯著的抗旱造林技術措施，才能進一步提升、完善徑流林業理論和技術體系。另一方面，旱區造林面臨的又一個重要障礙就是土壤瘠薄。實踐證明，植物—菌根菌共生體是緩解干旱缺水、土壤貧瘠雙重環境脅迫的有效途徑之一。

所謂植物—菌根菌共生體，是菌根菌通過侵染植物根系而與植物形成的互利共生關系體，它不僅可以固氮培土、提高植物水分吸收利用能力和生態適應性，而且具有無污染、成本低、作用多等優點，在抗旱造林中具有廣闊的應用前景［6-17］。然而，關于植物—菌根菌共生體的研究多以草本植物和豆科植物為對象，且在農業中應用較多［6-9，11-12］，而對于林木—菌根菌共生體及其在林業中的應用研究則較少［10，15，17-18］。為此，本研究期望通過植物—菌根菌共生體在抗旱造林中作用機制的綜合論述，為旱區林業理論和技術體系的不斷發展提供一些參考。1共生體提高植物吸收利用水分能力的作用

1.1共生體提高植物對水分的吸收能力

共生體能夠提高植物對水分的吸收能力，一方面主要是通過擴大根系吸收水分的面積，即增加根系和根毛數量并利用菌絲網和菌套吸收水分，另一方面是通過降低根系的水勢以及共生體和菌絲較強的吸水能力提高對土壤水分的吸收。對樟子松的研究表明：菌根化苗木比普通苗木在苗高和地徑上均高出37%以上，其原因是普通苗自生根至起苗期間，苗木始終根系細弱、短小，難以從干旱瘠薄的土壤中吸收足夠的養分和水分來供自身生長，因此苗木瘦??；而接種菌根菌的苗木，由于幼苗根上的菌根菌有外延菌絲，它的數量和長度遠遠超過根毛，有的根上雖無菌絲卻有菌套，所以有菌根的直徑均比無菌根的直徑大得多，因而，有菌根苗木的根系同土壤的接觸面積大，吸收功能強，苗木的長勢相對粗壯。同時，接種菌根菌的苗木成活率高出普通苗18%～30%，比草炭土對照苗也高，其原因在于有些菌根真菌能耐干旱，在干旱條件下仍能與樟子松形成菌根，利用真菌的外延菌絲數量大、長度長的優勢，從遠距離或深處吸收水分和養分，以保持樟子松苗木在干旱條件下不致于干枯［18］。Dakessian等［19］研究了土壤水分狀況與菌根植物生長之間的相關關系，發現AMF（ArbuscularMycorrhizalFungi，叢枝菌根真菌）通過增加土壤束縛水的含量促進植物生長；Bethlenfalvay等［20］發現，AMF能夠在低于土壤永久萎蔫系數的水勢下從土壤中吸收束縛水；唐明等［21］和陳輝等［22］接種菌根真菌于楊樹苗木，促進了苗木的水分吸收，提高了樹皮的相對膨脹度，在水分脅迫條件下形成菌根的苗木凈光合速率的水勢補償點比對照苗木推遲2～3d；Levy等［23］研究證實，干旱條件下菌根真菌可促進柑桔對水分的吸收。林業調查規劃第37卷第5期袁思安，等：林木—菌根菌共生體在抗旱造林中的作用機制

從上述情況可以看出，菌根真菌可以從多方面提高植物對水分的吸收，一方面提高林木自身吸收水分的能力，另一方面通過菌絲和共生體輔助提高林木對水分的吸收，最終起到抗旱防缺水的目的。

1.2共生體提高植物對水分的利用效率

植物在干旱條件下，除了提高植物對水分的吸收外，另一種方式就是提高已吸收水分的利用效率和儲水量，即被菌根菌侵染的植物可提高自身對水分的利用效率。汪洪鋼等接種菌根真菌于綠豆，使宿主積累1g干物質所需水分為未接種的50%［12］，共生體固氮作用提高了土壤、植物持水力以及水分利用系數［24］。另外，共生體和菌根菌對土壤的改善，可提高土壤的蓄水保墑能力，從而提高植物的水分利用效率。2共生體提高植物養分吸收能力的作用

對植物的生長起重要作用的因素除了水分以外，N、P等營養的供應是最重要的。在干旱條件下，植物對養分吸收的增加可促進植物對水分的吸收，提高植物干物質的累積，在一定范圍內起到生態因子的互補作用，緩解水分缺乏問題。根瘤菌、弗蘭克氏菌（放線菌）、叢枝菌根真菌等均可為植物提供氮素，提高土壤氮素含量和其它可溶性養分含量，促進植物對磷和其它一些礦質元素的吸收，并且明顯地改善土壤的理化性質，增加有機質、降低土壤容重和通氣率及促進營養的轉化［25-27］。

氮是植物第一必需的大量元素，也稱生命元素，因為氮對植物生長是生死攸關的，它是蛋白質、葉綠素、核酸、酶等重要生命物質的組成元素，也是構成植物結構的組成元素［28］。在貧瘠和缺氮的土壤中生物固氮成為解決這一問題的重要途徑，菌根菌或其根瘤具有固氮功能并為植物提供氮素，調節能量和物質循環［29-32］。放線菌Frankia能在沙棘根部形成根瘤，通過固氮作用改善沙棘的氮素營養狀況，促進苗木的生長［33-35］。另外，在土壤腐生情況下一些自由生活著的Frankia菌也可以固氮［36］。共生體固氮量可以解決宿主自身需氮量的70%～90%，因此可不依賴土壤供氮能在貧氮土質巖石上生存［37-38］。

除了固氮外，接種適宜的菌根真菌能夠提高土壤養分的有效性，使難于被吸收利用的養分變得易于被吸收利用［18］，增加宿主植物對N、P及其它礦質營養的吸收［22，39-40］。放線菌Frankia可以固氮，可以增加植物對N素的吸收，但是對P的吸收能力較差，AMF恰好能在貧瘠的土壤中增加植物對P和其它微量元素的吸收，接種VA菌根菌可顯著地促進植物對土壤P素的吸收［41］。磷對結瘤植物的作用是多方面的，高磷水平不僅刺激了根瘤數目、大小和根瘤干重的增加，也提高了固氮酶活力，進而改善植物的生長狀況［42］。宿主對土壤磷素養分吸收利用的改善，可促進吸收水分，提高宿主的相對膨脹度，凈光合速率的水勢補償點比對照推遲2～3d［22，40］，改善的原因可能是水分脅迫條件下，隨著AMF菌絲內堿性磷酸酶活性的提高，改善宿主磷素等營養物質的交換吸收能力，沙棘苗木鮮重增加，萎蔫系數降低，最終提高了宿主林木的抗貧瘠能力和抗旱性［43］，但不同AMF對宿主林木促生和抗旱性的影響不同。以上對N、P的吸收和其作用體現了生態因子的綜合作用及互補性。3共生體提高植物生長物質合成能力的作用

菌根菌或菌根可改善植物體內生長物質合成過程，促進生長而提高植物自身的抗旱能力。一方面是調節植物體內的激素水平。Moser研究表明，菌根菌能夠產生多種植物生長調節物質，對宿主植物的生物生長產生促進作用［44］；范俊崗［45］指出刺槐根際產生的IAA要多于楊樹，說明菌根菌可提高植物的促進生長類激素以促進植物生長，進而提高植物的抗旱性。另一方面則是提高植物體內的氨基酸含量。植物對氮素吸收的提高，可增加植物體內尿囊酸的含量和向上的運輸。楊梅、沙棘和赤楊3種放線菌結瘤植物根瘤、根部有機氮化物的組分中都含有占總有機氮化物50%以上的尿囊酸，說明在它們的根瘤中合成了大量的酞胺，同時，3種植物結瘤植株的莖木質部提取物中也含有大量的尿囊酸，表明根瘤將其合成的酞胺向植物地上部位運送，3種植物的根瘤還將其合成的特定的氨基酸及酞胺向地上部位轉運［46］，尿囊酸含量的提高可促進氨基酸的形成和轉化，而且菌根根系中游離半光氨酸、精氨酸和酷氨酸的總量及占游離氨基酸的比例（13%）均高于無菌根根系（3%）［47-48］，范俊崗［45］發現刺槐根面及根際土中有著高于楊樹194%和25%的氨基酸。以上這些生長物質的增加可促進植物的生長并進一步提高植物的抗旱能力，體現了生態因子的互補作用。4共生體提高植物生理生化機能的作用

在逆境條件下，植物體會做出生理反應，而抗逆性較強的會增加一些有利的物質而消除不利的物質以減輕逆境帶來的損傷。在共生體中，不只是植物去抵抗逆境條件，還有菌根菌及其共生體共同抵御逆境條件。

植物代謝活動中，不可避免地產生了具有極強氧化能力的活性氧，它們是引起植物組織傷害的重要因素。在正常情況下，植物體內的保護系統可清除這些物質，而在逆境中，植物的這些清除機制會受到阻礙，導致活性氧積累而引起傷害［49］。然而，干旱脅迫條件下，隨著AMF侵染率的增加，沙棘葉片的超氧化物歧化酶（SOD）活性增加，膜脂過氧化產物丙二醛（MDA）含量和細胞質膜相對透性（RP）降低，AMF侵染率較高的植物體內SOD活性維持較高水平，可有效清除宿主植物體內因干旱脅迫而積累的超氧自由基，降低MDA含量和細胞質膜相對透性，減輕膜脂過氧化造成的傷害程度，增強了植物的抗旱性［50］。Ruizlozano等［50］發現在良好供水條件下，接種處理與對照植株莖內的SOD活性無差異，而干早脅迫后萵苣的Glomusmasseae和G.desenticola接種株SOD活性分別增加98%和128%。接種AMF可提高宿主植物的抗旱性，高侵染率的植株該效果更為明顯。雙接菌VAH+HR16后，接菌植株的株高、地徑、鮮重、葉綠素含量和凈光合效率分別比對照提高了42.25%、33.52%、198.56%、43.33%和17.44%；接種放線菌的植株葉綠素含量和凈光合效率分別高出對照34.26%和9.69%，這對于促進沙棘的生長、延緩葉片的脫落及提高其抗逆性有重要作用［52］。

除了非生物因素造成的干旱等逆境外，在干旱條件下病蟲害較多，且植物抗病蟲害能力因干旱而相對較差，且病蟲害的影響反過來也使植物的抗旱能力下降并影響到植物的生長。而菌根菌在一定程度上會減輕病蟲害的危害程度［21，53］。固N菌和菌根菌具有的生防功能是聯合共生體促進宿主植物生長的另一原因，菌根的侵染改變了根系的形狀及生理和生化性狀，限制了病原菌的侵染［54］。而且，放線菌能夠分泌一些抗生素來達到生防的目的［55］，VA菌根真菌可產生抗生素，增強植物根系抗土傳病害的能力［44］。5共生體雙方的多樣性及其作用

這里所說的多樣性應該包括植物的物種多樣性、菌根菌的物種多樣性以及二者之間相互作用方式的多樣性，而這些豐富的資源和作用方式使自然和人工選擇抗旱性較強的共生體成為可能。放線菌植物與Frankia菌之間的共生體關系所表現出獨特廣泛生態適應性的一個重要原因，就是它們雙方都存在著多樣性。Nickel等［17］認為，只有放線菌植物—Frankia菌形成的共生體才具有強大的生態適應性和抗逆性，表明共生體植物具抗旱能力，根瘤中含有優勢菌種的抗旱能力更高。正是宿主植物和共生菌遺傳多樣性產生多種組合，才奠定了它們的生態多樣性，表現出對生境的廣泛適應性和抗逆性。放線菌結瘤植物包括沙棘在內，所以譽為先鋒植物，都以宿主植物和Frankia菌遺傳多樣性為基礎，共生體相容性完美結構與功能的結合，以固氮相連了生命所必需的C—N循環，實現了拓荒者在荒漠上生存發展的基本要素和條件［56］。此外，多種不同功能的菌根菌的聯合增效作用也使共生體中植物的抗旱能力更強，可能是長期協同進化、彼此協調、功能互補的結果［30，52］。我國三北地區荒漠化、干旱、半干旱黃土高原，生態極度脆弱的主要原因是貧肥、缺水，而生物的多樣性使這些地方不在沒有生機。因此，菌根為共生雙方提供了更加廣闊的生存和發展的可能性［57］。6小結

上述菌根菌共生體的作用不是孤立的，而是相互聯系、相輔相成、綜合作用的結果。而且，同一林木根際、根系上不同菌根菌之間也不完全是孤立的，也存在著聯合增效作用。這些特性也使得共生體的作用具有多重性和綜合性，因而在抗旱造林中具有不同于其它造林方式的優勢。

1）沒有菌根菌的植物抗旱能力以林木為主，而菌根菌與之形成的共生體的抗旱能力則以共生體為主，菌根菌或共生體通過促進水分的吸收和提高水分的利用效率提高林木的抗旱能力。

2）沒有菌根菌的情況下，土壤生態環境的改善依靠林木，而共生體在林木改善土壤生態環境的同時，可通過菌根菌和菌根加快改善土壤生態環境和土壤肥力。沙棘使土壤含氮量大幅度提高，除共生體固氮和枯枝落葉外，還與沙棘須根不斷地快速更新死亡，老瘤塊腐爛，生活著瘤瓣對土壤分泌有關［57］。

3）菌根菌與之形成的共生體可促進林木對養分的吸收，改善植物內部生理生化環境（如滲透勢、離子濃度、激素水平、氨基酸等有機物質濃度等），減輕病蟲害。

4）具菌根樹種與無菌根樹種混交，有利于改善無菌根樹種的生長條件。樟子松、紫穗槐形成的混交林，種間關系和諧，互補性強，可形成長期穩定的群落關系，紫穗槐有根瘤菌，可增加土壤肥力，促進樟子松生長，同時對沙區多種病蟲有抑制作用［58］。另外，其不僅體現在抗旱的綜合作用中，還體現在綜合抗逆性中［44，57］。因此，其應用和推廣不僅能提高抗旱造林的效果，而且起到事半功倍的效果。

然而，雖菌根菌的應用前景喜人，但也存在很多問題有待解決，如抗旱性強的優良菌株和苗木的選擇、多種菌根菌協同增效作用的研究和利用及抗旱機理等問題。

參考文獻：

［1］吳淑芳，馮浩，吳普特.干旱半干旱地區徑流林業研究進展［J］.西北農林科技大學學報，2007，35（4）：150-154.

［2］王進鑫，黃寶龍.世界旱區徑流林業的研究進展［J］.南京林業大學學報，2000，24（3）：5-10.

［3］王斌瑞，王百田.黃土高原徑流林業［M］.北京：中國林業出版社，1996.

［4］丁學儒.干旱半干旱地區徑流林業的初步實踐［J］.甘肅林業科技，1989（3）：30-34.

［5］丁學儒.徑流集水造林［M］.蘭州：甘肅科學技術出版社，1994.

［6］SafirGR，BoyerJS，GerdemannJY.Nutrientstatusandmycorrhizalenhancementofwatertransportinsoybean［J］.PlantPhysiol.，1972（49）：700-703.

［7］AllenMF.Influenceofvesicular-arbuscularmycorrhizaeonwatermovmentthroughBoutelouagracilisH.B.K.Lagexsteud［J］.NewPhytol.，1982（91）：191-196.

［8］EllisJR，LarsenHJ，BoosalisMJ.DroughtresistanceofwheatplantsinoculationwithVAmycorrhizas［J］.PlantandSoil，1985（86）：369-378.

［9］BethlenfalvayGJ，BrownMS，AmesRnet，etal..Effectsofdroughtonhostandendophytedevelopmentinmycorrhizalsoybeansinrelationtowateruseandphosphateuptake［J］.PhysiolPlant，1988（72）：565-571.

［10］IansonDC.VariationinVAmycorrhizalenhancementofNfixationandinductionofdroughttoleranceinpigeonpea［J］.Proceedingsof7thNACOM，1988，149.

［11］AugeRM，StodolaAJW，BrownMset，etal..Stimulateresponseofmycorrhizalcowpeaandsoybeantoshort-termosmoticstress［J］.NewPhytol，1992（120）：117-125.

［12］汪洪鋼，吳觀以，李慧荃.VA菌根對綠豆生長及水分利用的影響［J］.土壤學報，1989，26（4）：393-400.

［13］張美慶，王幼珊.VA真菌優良抗旱菌株-CX-91［J］.北京農業科學，1994，12（6）：25-26.

［14］雪增普，羅曉芳，王昌沮.外生菌根對油松木猝倒病的生物防治效應［J］.北京林學院學報，1983（1）：81.

［15］吳炳云.水分脅迫下外生菌根對油松容器苗的影響.北京林業大學學報［J］.1991，13（增刊Ⅰ）：89-93.

［16］劉潤進，郝文英.VA菌根真菌對植物水分代謝的影響［J］.土壤學報，1994，31（增刊）：46-53.

［17］NickelA.D.InsituanalysisofintroducedFrankiapopulationinrootnodulesofAlnusglutinosagrownunderdifferentwateravailability［J］.Can.J.Bot.1999，77：1231-1238.

［18］雷澤勇.接種菌根菌對樟子松育苗的影響［J］.遼寧林業科技，1996（4）：8-9.

［19］DankessianS，BownMS，bethlenfalvayGJ.Relationshipofmycorrhizalgrowthenhancementandplantgrowthwithsoilwaterandtexture［J］.PlantAndsoil，1986，94：439-443.

［20］BethlenfalvayGJ，ThomasRS，etal.Mycorrhizaeinstressedenvironments：Effectsonplantgrowth，endophytedevelopment，soilstabilityandsoilwaterInWhitehead［C］//E.EEdAridLandeTodayandTomorrowLondon.Belhaven，1985：1015-1029.

［21］TangMing，ChenHui.TheEffectofVAMycorrhizasontheResistanceofPoplartoCankerFungus（Dothiorellagregaria），MycorrhizasforPlantationForestryinAsia［J］.ACIAR，1995（62）：67-71.

［22］陳輝，唐明.楊樹菌根研究進展［J］.林業科學，1997，33（2）：181-188.

［23］LevyY，SyvertsenJP，NemecS.Effectofdroughtstressandvesicular-arbuscularmycorrhizaonCitrustranspirationandhydraulicconductivityofroots［J］.NewPhytol，1983（93）：61-66.

［24］MartinezCarrascoR.Regulationofgrowth，wateruseefficiencyandδ13CbythenitrogensourceinCasuarinaequisetifolia.［J］.PlantCellEnviron，1998，21：531-534.

［25］BinkleyD.Douglas-firstemgrowthperunitofleafareaincreacedbyinterplantedsitkaalderandredalder［J］.ForestScience，1984，30：259-263.

［26］YougbergCT.CeanothusinDouglas-firclearcuts：Nitrogenaccretionandimpactonregeneration.In：GordonJc，WheelerCT，PerryDA，eds.Symbioticnitrogenfixationinthemanagementoftemperateforests.ForestResearchlaboratory［M］.OregonState，Corrallis.Oregon.1979：224-233.

［27］閆立軍.落葉松沙棘混交造林初探［J］.河北林業科技，2009（5）：81.

［28］林美珍，張吉科，張國偉，等.論沙棘根系與功能Ⅲ——共生固氮機理、條件與初級氮代謝［J］.沙棘，2006，19（3）：7-14.

［29］賈黎明.固氮樹種與非固氮樹種混交林研究現狀［J］.世界林業研究，1998（1）：20-26.

［30］吳清風，田春杰，何興元，等.非豆科固氮樹種-沙棘與微生物聯合共生體的純培養研究［J］.生態學雜志，2002，21（2）：22-23.

［31］HeilmanP.GrowthofNstatusofpopulusinmixturewithredalderonrecentvolcanicmudflowfromMountSaintHenlens［J］.Can.J.For.Res，1990，20：84-90.

［32］翟明普.北京西山地區側柏刺槐混交林的研究（Ⅱ）//混交林營養狀況和側柏葉的葉綠素含量［J］.北京林業大學學報，1991，13（Supp.1）：128-134.

［33］杜大至，巖，崔國良.非豆科植物共生固氮的研究（Ⅱ）//沙棘根瘤內生菌的分離與回接［J］.微生物學報，1984，24（1）：41-45.

［34］杜大至，原?；?，李榮兒，等.三種胡頹子科植物根瘤內生菌培養條件研究［J］.微生物學通報，1986，13（1）：248-251.

［35］吳清平，周小燕，蔡芷荷，等.非豆科植物根瘤放線菌研究進展［J］.微生物學通報，1996，23（2）：101-105.

［36］Smolander.Frankiastrainsinsoilunderbetulapendula：behaviourinsoilandinpureculture［J］.PlantSoil，1990，122：129-136.

［37］KurdaliF.Alder-poplarassociations：determinationofplantnitrogensourcesbyisotopetechniques［J］.Biol.Fertil.Soils，1990，9：321-329.

［38］Huss-Danell，K.ActinorhizalsymbiosisandtheirN2fixation.［J］.New.Phytol，1997，136：375-405.

［39］TrappeJ.M，FogelR.D.EcosystemticfunctionsofmycorrhizaeIn“Thebelowgroudecosystem：Asynthesisofplant-associatedprocesses”［J］.ColoradoStateUniv.FortCollins，1977b，26（9）：205-214.

［40］SubramanianKS，CharestC，DwgerLW，etal.Effectofarbuscularmycorrhizaeonleafwaterpotential，sugar，andPcontentduringdroughtandrecoveryofmaize［J］.Can.J.Bot.1997，75：1582-1591.

［41］沈善敏.乙炔還原技術應用的改進［C］//中國科學院林業土壤研究所集刊（第6）.北京：科學出版社，1983：203-209.

［42］LuisGW，AnnaH，KerstinHD.Nitrogen，phosphorus，andtheratiobetweenthemaffectnodulationinAlnusincanaandTrifoliumpretense［J］.Symbiosis，2000，29（2）：91-105.

［43］唐明，陳輝，商鴻生.叢枝菌根真菌（AMF）對沙棘抗旱性的影響［J］.林業科學，1999，35（3）：48-52.

［44］王幼珊，張美慶，張弛，等.VA菌根真菌抗鹽堿菌株的篩選［J］.土壤學報，1994，31（增刊）：79-83.

［45］范俊崗.刺槐、國槐根際土壤生化成分及其對伴生楊樹營養的影響［J］.應用生態學報，1994（4）：349-354.

［46］鄒燁，丁鑒.放線菌結瘤植物根與根瘤中有機氮化物的組分及其上運形式［J］.植物生理學報，1990，16（3）：215-219.

［47］BrownA.Abstracts，8thNorthAmericanConferenceonMycorrhizaeJackson，Wyo，1990.

［48］熊禮明.滅菌的土壤對植物的毒害作用及VA菌根的減毒效應［J］.土壤學報，1994，31（增刊）：234-241.

［49］唐明，薛楚，任嘉紅，等.AMF提高沙棘抗旱性的研究［J］.西北林學院學報，2003，18（4）：29-31.

［50］RuizlozanoJM，AzconR.SuperoxidedismutaseactivityinarbuscularmycorrhizalLactucesativaplantssubjectedtodroughtstress［J］.NewPhysiologist，1996，134（2）：327-333.

［51］何興元，吳清風，韓桂云，等.沙棘與微生物聯合共生體的初步研究［J］.應用生態學報，2001，12（6）：876-878.

［52］王嵐，張小民，林美珍，等.先鋒植物沙棘iv——共生體是實現先鋒作用的根本因素之一［J］.國際沙棘研究與開發，2006，4（1）：10-17，24.

［53］郭秀珍.松樹某些外生菌根真菌對防治油松苗瘁倒病的作用［J］.云南植物研究，1981，3（3）：359-366.

［54］GongM-Q（弓明欽），ChenY-L（陳應龍），ZhongC-L（仲崇錄）.MycorrhizalResearchandApplication［M］.Beijing：ChinaForestryPress，1996.

［55］DingJ（丁鑒），ZhangZ-Z（張忠澤）.StudiesonsymbioticnitrogenfixationofFrankiaandnon-leguminousplants.In：ZhangX-W（張憲武）ed.StudiesonSoilMicroorganism［M］.Shenyang：ShenyangPublishingHouse，1993：184-195.

［56］任嘉紅，劉瑞祥，張曉剛，等.AMF及Frankia混合接種對沙棘生長效應的研究［J］.微生物學通報，2004，31（2）：6-9.