土壤的固磷机制范文
时间：2023-12-01 17:33:02
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篇1
关键词：丛枝菌根（Arbuscular mycorrhizal，AM）；土壤磷；磷营养；磷形态；菌根效应
中图分类号：Q945.12 文献标识码：A 文章编号：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
磷是植物生长必需的矿质元素之一，它不仅是植物中重要化合物的组成成分，也是植物体内能量载体的主要组分和提供者，它以多种途径参与植物体内的各种代谢过程，对植物的生理生化调节有着重要作用[1]。但是由于土壤对磷的化学固定作用， 使得土壤中大部分磷难以被植物利用，植物可吸收利用的有效磷严重缺乏。另一方面，磷肥的大量施用不仅耗竭现有的磷矿资源，而且使农田土壤环境、水环境受到污染，破坏生态平衡[1，2]。
丛枝菌根（Arbuscular mycorrhizal，AM）是自然界中普遍存在的植物-真菌共生体[3]，是目前已探明的与植物关系最为密切的土壤微生物之一[4，5]。丛枝菌根对生态系统具有重要意义，不仅在促进磷素吸收方面有突出的作用[6]，还能改善植物对环境的适应性，对外界环境的胁迫起到很好的缓解作用，促进植物生长有益的元素的吸收，同时降低重金属等对植物不利元素的吸收[7-10]。因此，丛枝菌根在污染土壤修复[11]、农药残留控制[12]等领域有广泛的应用。但是，不少研究表明菌根效应受土壤磷水平和形态的影响。本文主要综述了丛枝菌根真菌对植物磷营养的改善，以及磷营养状况与菌根效应的关系，同时提出了需要进一步完善和深入研究的领域。
1 AM真菌对磷的吸收和转运机制
菌根植物可以通过根毛和菌丝两种途径从土壤中吸收磷。大多数研究表明，植物的大部分磷是通过菌丝吸收和运输的。已经从AM真菌菌丝中分离到4个磷酸盐转运基因（表1）。Sokolski等[13]从Glomus属10种25个菌株中鉴定出磷酸盐转运基因，这说明磷酸盐转运基因很可能广泛存在于AM真菌中。
AM真菌外生菌丝的磷酸盐转运蛋白将从土壤中吸收的磷转运到菌丝内，并在聚磷酸酶的作用下合成聚磷酸盐，储存于AM真菌的液泡中[33-35]。与植物根系相比菌丝具有较大的磷酸盐亲和力，即使在低磷土壤中菌丝也能吸收磷，菌根植物吸收磷的临界浓度（Cmin）降低，这使得寄主植物的磷吸收范围扩大[36]。
在磷的整个吸收转运过程中，磷在丛枝和植物共生界面的卸载速率可能是制约丛枝菌根磷吸收的关键[37]。在这过程中，磷不仅是AM菌根吸收转运的主要营养物质，同时磷本身又是一种信号物质，能调控AM真菌共生体系[38]。AM共生体系能感知信号并作出反应，当植物受到磷胁迫时，不仅能促进植物菌丝、丛枝中磷的吸收运输速率，还能提高植物的菌根化水平，进而促进植物对土壤中磷的吸收。
2 AM真菌改善植物磷营养的机理
2.1 AM真菌调控植物中的磷酸盐转运基因
众多研究表明，AM真菌的调控植物组织中的磷酸盐转运基因，从而进一步影响植物磷营养。已经从小麦、水稻、烟草、马铃薯等10余种作物中鉴定出30多个受AM真菌调控的磷酸盐转运基因（表1）。
2.2 扩大植物吸收面积
土壤中的磷不易移动，并且磷酸根易被Fe、Al等金属离子固定，或与土壤中的胶体结合形成难溶性磷。据统计，土壤中不能被植物直接吸收利用磷达到95%。植物根系周围的磷被根系吸收后得不到及时的补充，而形成“缺磷区”。AM真菌形成的根外菌丝可以延伸穿过“缺磷区”，吸收缺磷区以外土壤中的磷。菌根的菌丝可向根外延伸至11.7 cm的区域，土壤菌丝体密度为2.5 m/cm3，延伸了“缺磷区”范围，缩短了根吸收养分的距离[39]，大大增加了土壤磷的空间有效性[40，41]，促进植物对磷元素的吸收。
2.3 菌丝强大的吸收和转运能力
AM真菌对磷元素的吸收转运速率较其他土壤养分高，研究表明摩西球囊霉菌丝在10 d内转运的P远远大于S、Zn。在一定的磷浓度下，菌根根系吸收磷速度制约磷的吸收量。菌丝对磷在吸收速率为18×10-14 mol/（cm・s），是非菌根植物的6倍。由于AM真菌菌丝体没有隔膜，根外菌丝吸收的磷可以随着菌丝细胞质的流动很快被转运进而被植物利用。磷在菌丝中的流动速度为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真菌可以活化促进难溶性磷的溶解，开发土壤中新的磷源，促进植物对磷的吸收[42]。由于土壤中磷的存在形态不同，因此AM真菌对磷的活化吸收机制也不尽相同[43]。AM真菌能够分泌H+和一些酸性化合物，这些分泌物能够螯合土壤中的钙、铝等，使PO3-从土壤难溶性磷酸盐中释放出来，增强了土壤中磷的有效性。此外，AM真菌还能分泌酸性磷酸酶，矿化土壤中的有机磷，增强植物根际土壤酸性磷酸酶和碱性磷酸酶的活性[44]，促进植物对磷的吸收利用[45，46]。
2.5 与其他微生物共同作用
在土壤中AM真菌与细菌两者之间存在相互作用，菌丝际解磷细菌能利用根外菌丝的分泌物参与土壤有机磷的周转，这将有利于土壤磷素的循环和植物磷养分的吸收[47]。AM真菌与荧光假单胞菌（Pseudomonas fluorescens）[48]、氮营养醋杆菌（Acetobacter diazotrophicus）[49]混合接种试验均表明，AM与其他微生物相互作用能提高植物的生物量与植株磷含量。
2.6 促进土壤结构的稳定性
AM真菌的侵染能改善土壤的理化性[50]，间接增强植物对土壤中磷的吸收。由于菌丝直径比植物根系小很多，能够通过更紧实的土壤区域，增加土壤的容积[51]。AM真菌分泌的含金属离子的球囊霉素相关土壤蛋白（Glomalin-related soil proteins）[52，53]及其他土壤蛋白，是亲水性的黏合剂，在土壤有机质组成、土壤碳循环中起着非常重要的作用，有利于土壤团聚体的形成以及土壤结构的稳定[54-56]。植物根际菌丝的形成分支并不断地定殖于新的根系，能够形成庞大的菌丝网[57]。Degens等[58]利用盆栽试验证明了菌丝网络的形成使砂质土壤的结构更加稳定。
3 植物磷营养对菌根效应的影响
丛枝菌根能够改善植物的磷营养状况，但是菌根效应往往受土壤基础肥力状况的影响，尤其是土壤磷。当土壤磷含量较高时可能会影响丛枝菌根的作用，这可能与AM真菌对高浓度磷的耐受性，植物对菌根的依赖性有关。
3.1 不同磷水平的影响
随着土壤施加无机磷水平的增加，AM真菌侵染率以及对植物贡献率均降低。李岳峰等[59]的研究表明，过高施磷抑制了AM真菌对水稻/绿豆幼苗的侵染，当施磷水平高于20 mg/kg时，AM真菌对寄主植物的贡献率开始下降。冯艳梅等[60]采用四室隔网培养装置，在不同磷浓度下研究AM真菌的生长及活性影响，也同样发现低磷能促进菌根效应。但当磷浓度达到250、500 mg/kg时，菌根效应受到了抑制，AM真菌不能促进植物的生长和磷的吸收。利用菌根缺陷型和野生型西红柿研究发现，菌根效应受到土壤磷含量的显著影响，低磷条件下菌根效应更突出，寄主植物对土壤Zn污染的抵抗能力更强，生物量也较大[61，62]。在用三室培养系统研究G. mosseae对红三叶Zn吸收的研究中，在土壤磷含量充足的情况下，接种AM真菌对植物生长没有显著影响[63]。这些均表明了较高的磷含量抑制了菌根效应。
高磷水平抑制菌根效应，这可能是由于土壤高磷水平改变了植物的磷营养状况，从而抑制了AM真菌的侵染、菌丝的伸长和生长、AM真菌的代谢活性等[60]，进而抑制了对磷的吸收。其抑制机制可归纳总结为以下几种：①从植物营养代谢水平，这可能是由于较高磷浓度抑制了营养物质（如碳水化合物）从根系到菌丝转运，从而影响了菌丝的生长[64-66]。②从细胞水平上分析，这可能是由于随着土壤磷水平的提高使植物中磷含量也相应地增加，根细胞膜磷脂成分也随之增加，使得根细胞膜的通透性降低，AM真菌对根系侵染的频度[67]和与根系形成二次入侵的机会大大降低，从而抑制了菌根的侵染。③从分子水平分析，磷酸盐（Pi）抑制了AM共生体信号物质独角金内酯（Strigolactones）的合成与分泌，影响共生途径中基因的表达等，从而限制了AM真菌与植物的共生体系的建立[38]。
在不同的研究中，所得到的磷抑制浓度存在差异。一方面，这可能是由于研究目的不同导致磷浓度的设置区间范围不同，有的试验主要研究土壤磷水平对丛枝菌根的影响[59]，但也有试验旨在研究施加的磷水平对丛枝菌根效应的影响[60]；另一方面，可能是由于试验条件，试验材料如供试土壤基本理化性质、供试菌剂不同，导致了抑制菌根效应的临界浓度的不同。因此，在研究不同磷水平对丛枝菌根效应的影响时，应根据试验目的选择合适的磷浓度范围。
3.2 不同磷形态的影响
尽管在培养试验中，一般都以KH2PO4、K2HPO4、Ca（HPO4）2等无机磷作为磷源，但在自然条件下，丛枝菌根所吸收利用的磷一般是土壤中的有机磷，占土壤全磷的20%～50%，有机磷必须水解成正磷酸盐后才能被吸收利用。因此，磷形态的不同也会影响丛枝菌根真菌的效应。
在相同磷浓度下，无机磷与有机磷对菌根效应的影响不同。利用三室隔网培养法研究发现，施加无机磷菌根侵染率低于有机磷处理，但AM真菌对不同磷源的利用率因接种AM真菌种类的不同而不同[68]。此外，与无机磷相比，丛枝菌根对有机磷的利用具有延迟性，即在植物的生长前期无机磷的效应较大，到生长后期菌丝对有机磷的作用才显现出来，表现为促进植物生长[69]。这可能是由于不同形态的磷存在有效性差异[70]。
AM真菌对不同有机磷源的利用效率也不同。菌丝利用不同有机磷源的能力大小也存在差异，为卵磷脂>植酸钠>核糖核酸[71]。其中，植酸钠为磷酸酶的反应基质，在菌丝分泌的磷酸酶的作用下水解为无机磷，被植物吸收利用，所以其菌根利用率较高。
4 展望
尽管关于丛枝菌根与磷素营养的研究较多，但近几年研究进展不大，机理的研究不够深入，一些假设并未得到直接的验证，未来还应在以下几个方面加强研究：①丛枝菌根与磷素营养的研究，大多停留在现象的研究，而对机理的研究较少，向更深层次，如分子和蛋白方面，研究磷素营养与丛枝菌根的关系及其相互作用机制；②其研究大部分在盆栽条件下进行，在大田以及实际应用中的研究很少，因此未来应将其研究结果进一步验证，并与耕作方式[43，59，72]、施肥方式[73-75]相结合；③丛枝菌根在不同领域应用的研究中，如改善植物营养状况、土壤污染修复应用等，人们应关注土壤磷肥力状况对AM真菌效应的影响，尽量提高菌根的作用，使其效应最大化。
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篇2
（1.中国农业大学水利与土木工程学院，北京100083；2.新疆农垦科学院）
摘要：钾是植物必需的营养元素之一，在作物生长发育中扮演着重要的角色，在提高作物产量和改善农产品品质方面起着至关重要的作用，所以充分了解钾在土壤中的存在状态和运移规律是非常必要的。文中重点综述了在干旱半干旱条件下，土壤钾素的平衡和循环、土壤钾的固定释放机制及影响运移因素等方面的研究状况，以求为进一步开展相关研究和指导科学施肥奠定基础。
关键词 ：旱区；土壤；钾素；运移
钾是植物生长发育所必需的大量营养元素[1]，作为一个主要的营养物质，钾在作物的许多生理过程中扮演着重要的角色，如在酶的活性、蛋白质的合成和光合作用过程中[2]。尽管钾在作物生产中有着至关重要的作用，但在过去传统或转基因育种中并没有把钾的吸收和利用率的提升作为主要焦点[3]。世界上缺钾农田的数量是非常大的。例如，在中国有75%的稻田是缺钾的，在澳大利亚南部有67%的麦田是缺钾的。另外，越来越多的报道表明之所以存在钾的缺乏是因为钾的淋洗[4]。
李比希提出矿质营养学说后，施用化肥就成为人们最为重视的农业增产措施之一，但如果是在不了解土壤供肥能力、作物需肥特性、肥料在土壤中运移规律的状态下，就盲目的大量施用化肥，不仅不会增加农业产出，反而增加了投入，造成资源浪费，增加环境污染，同时还会引起土壤肥力退化[5]，所以，研究肥料在土壤的运移特征就显得尤为重要。钾素作为植物必需的大量营养元素之一，在土壤中的形态、运移规律及利用率得到国内外学者的深入研究。土壤中的钾能否被植物吸收利用，不仅与钾的化学形态有关，也与其所处的空间位置有密切关系。对于整个土壤结构来说，植物根系约占土壤总容积的3%，如果仅以根系表面接触的这部分土壤钾素作为植物的有效养分，则远不能满足植物对钾素的需求[6]。为了更进一步的了解土壤中钾素的供给量和作物对其的利用率，首先应该弄明白土壤中钾素的运移特征及其影响因素，以减少钾肥施入土壤后的固定失活和随水径流损失，从而改进钾肥施用技术和提高钾肥利用效率[7]。本文就干旱半干旱灌区的土壤钾素及其运移研究现状综述如下。
1土壤钾的平衡与循环
目前干旱半干旱灌区的施肥现状是重氮、磷肥，轻钾肥，这就造成农田三大营养元素的收支平衡中，氮有盈余，磷基本平衡，但钾一般是亏缺的。由于土壤钾素的连年亏缺，从而增施钾肥增产增效的面积在不断扩大[8]。为了有效的维持土壤中钾素平衡，必须了解土壤中钾素的循环。土壤中钾素的各种形态可以相互转化，并处于一定的动态平衡。
当作物过度吸收土壤钾素时，土壤速效钾就会降低，缓效钾也会出现降低趋势；而土壤供给作物钾素的亏缺部分是由土壤钾库提供的，故土壤钾肥水平的高低受农田土壤钾素收支状况的影响。从长远来看，保持土壤中有足够的钾素储备尤为重要。为了维持和提高土壤钾素肥力水平，保持并促进作物高产稳产，土壤钾素的平衡问题必须得到重视。刘荣乐等[9]通过对我国东北、华北、西北地区的几个田间定位试验研究表明：补钾方式不同，土壤中钾素变化也不同。仅采用秸秆还田，土壤钾素仍有亏缺；单施化学钾肥，土壤钾素收支趋于平衡；两者配合施用时，土壤钾素出现盈余。鲁如坤等[10]提出了农田养分平衡的评价方法和原则，为我国农业生产过程中合理施用钾肥、调控土壤钾素水平提供了理论依据。朱向东等[11]提出平衡系数可以反映土壤钾素管理对土壤钾素平衡程度的调控效果，平衡系数大于1，说明土壤钾素有盈余；平衡系数小于1，说明土壤钾素有亏缺。谢建昌等[12]也提出在我国钾肥供应不足的大背景下，仅为了钾素投入和产出的平衡，向钾肥尚未显效的土壤上盲目施用钾肥是不可取的。刘会玲等[8]通过研究也表明过量施用钾肥会引起作物“奢侈吸收”，从合理施用肥料的角度看，这是不适宜的。
土壤钾素固定是影响钾肥有效性的原因之一，有研究显示，土壤钾素过度消耗后，土壤固钾能力明显增强。土壤钾素的消耗主要是作物的吸收和淋失，施用钾肥是土壤钾素补给的主要方式之一。在降雨量大、渗透性高、阳离子交换量低的土壤上，钾素的淋失作用是化肥利用率低的主要原因，有研究显示，旱地土壤钾素的淋失一般只占吸收总量20%以下[13]。钾素的淋失不仅增加了农业成本，降低了肥料的利用率，还无法满足作物对钾素的需求。
2土壤钾素固定和释放机制
土壤钾素的固定和释放作用是影响钾肥有效性的两个重要过程，二者之间的转化是一个可逆过程，反应方向取决于水溶性钾和土壤交换性钾的浓度和环境条件。
土壤施入钾肥后，钾离子被束缚在2∶1型铝硅酸盐的层间位置或者土壤溶液中的钾离子及吸附在颗粒表面的交换性钾转化为非交换性钾，成为不易为中性盐溶液浸提，从而降低钾有效性的现象即为钾的固定。影响土壤固定钾的主要因素有土壤类型、土壤质地、水分、pH值等[14，15]。徐国华等[16]研究表明，土壤钾的固定主要是由于施钾肥或原生矿物风化致使土壤溶液中钾离子浓度升高而引起的。徐晓燕等[17]研究结果显示，多数土壤施钾后可被当季作物吸收利用的只有小部分，而大部分有效钾会转化为非交换性钾，进而降低钾肥有效性，导致植物体有效钾离子浓度降低。但朱永官等[18]研究则显示，土壤钾素的固定虽然降低了钾肥有效性，但减少了钾素的淋失和植物的“奢侈吸收”，从而提高钾肥的利用效率。一般认为，施入土壤的钾肥，只有在满足固钾能力较强土壤对钾素的固定以后，才能发挥增产提质的作用。
由于作物吸收利用，土壤溶液中的钾离子或交换性钾的浓度降低，层间固定的非交换性钾和矿物态钾转化为可被植物直接吸收利用的交换性钾，这种现象称为钾的释放[19]。LiRuan等[20]研究表明，钾的释放包括一个快速的释放阶段和一个随后减慢阶段，并且在钾释放方面，Mg2+扮演着比Ca2+更为重要的角色。钾离子的释放可以有效的补充土壤中水溶性钾离子，为作物生长发育提供一定量的钾。
3土壤钾素在土壤中运移的研究
土壤中的钾素必须迁移到植物根表才能被吸收利用，当迁移量超过根的吸收能力时，钾就在根区富集；反之则在根区形成亏缺区。钾在根区的富集程度和区域大小反映了土壤的供钾特征，充分了解钾素在土壤中的运移规律及影响因素，对改进钾肥施用技术和提高钾肥利用率有重要的意义。
3.1自然因素对土壤钾运移的影响
3.1.1不同成土母质及质地对土壤钾运移的影响
土壤质地会影响土壤对钾运移产生的阻滞作用，这是因为钾素会与土壤发生吸持反应，土壤容重作为反应土壤紧实程度的重要指标，会影响钾素在土壤中的扩算。占丽平等[7]研究表明，性质相似或同类型的土壤，由于土壤固体颗粒排列不同，土壤体积质量不同，从而造成养分运移的通路曲折不同，进而影响钾素的运移。杜振宇等[21]认为，钾离子迁移的主要方式是扩散，徐明岗等[22]研究结果表明，土壤体积质量不同，单位土体内的电荷密度随之改变，因而改变了养分扩散系数。GhildyalBP的研究进一步表明，当土壤体积质量由1.0g/cm3增至1.6g/cm3时，钾素的扩散系数有所增加。
3.1.2土壤pH值和陪伴离子状况对土壤钾运移的影响
沈仁芳等的研究指出，高浓度的NH4+可促进K+向下移动。徐明岗[22]提出：无论是土壤的可变电荷还是恒电荷，K+吸附量都随pH值升高增加。徐晓燕等[17]提出，当pH值在2.5以下时，土壤不固定钾；pH值处于2.5～5.5时，土壤固钾量迅速增加；pH值为5.5以上时固钾量增加缓慢。
3.1.3土壤温度对土壤钾运移的影响
土壤温度是影响各形态钾离子间相互转化和土壤供钾能力的一个重要因素。王文忠等[23]研究显示，作物生长后期，地温升高能够促进土壤中缓效钾向速效钾转化，从而提高向根表迁移的钾量，缓解作物吸钾能力减弱的现象。NyePH[24]等通过研究认为，温度变化影响了土壤中养分扩散系数，进而影响到钾素扩散，根据Stokes-Einstein公式，养分离子扩散系数（D）和温度（T）之间的关系为：D=KBT/6πriη，由此公式可看出，钾的扩散系数随温度增加而增加。温度影响钾素扩散表现在两方面：一是温度升高，土壤水分黏滞度降低，钾离子运移时所受的水分阻力就会减小；二是温度升高，粒子运动平均动能增加，扩散动力增加。
3.1.4生物因素对土壤钾运移的影响
各种生物因素也对土壤中钾素运移产生作用，占丽平等[7]研究结果表明，植物特性如对养分的需求量、生长率、根系的生长、根的表面积和根系密度等，都会影响土壤中钾素向根系表面扩散。ChristianZorb等[3]认为，根系分泌物和土壤微生物能够促进土壤非交换性钾的释放，提高土壤中交换性钾的量，增加钾素在土壤中的运移。
3.2人为因素对土壤钾运移的影响
3.2.1肥料合理配施对土壤钾运移的影响
李比希提出，植物的产量受土壤中含量最少的养分所支配，故大田施肥时各种肥料应配合施用。同时，钾肥与氮、磷肥配施也是提高钾肥有效性的途径之一，选择适宜的氮、磷、钾肥配比不仅可以充分发挥钾肥有效性，还可提高氮、磷肥的利用率。另据张会民等[25]研究表明，长期施用氮、磷肥可影响土壤钾离子的吸附和解吸，长期施用氮、磷肥增加了土壤对钾的特殊吸附位点（KX），说明长期配施氮、磷肥能提高土壤对钾离子的吸附能力，从而提高了土壤的保钾、供钾能力。长期定位施肥对土壤钾离子吸附和解吸的平衡时间和平衡量也产生影响。
3.2.2地膜覆盖技术对土壤钾运移的影响
地膜覆盖栽培技术在农业种植方面应用越来越广泛，地膜覆盖可以减少钾肥施入土壤后因雨水向下或地表径流而损失。另外，覆盖地膜可以增加作物生长前期土壤温度，激活钾离子活性，促进钾离子向根表运移。
3.2.3人为控制水分因子对土壤钾运移的影响
水分是土壤中最活跃的因子，是土壤养分移动的基质，它对养分移动性的影响十分明显，土壤中养分是否有效与水分密切相关。土壤钾素的扩散速率随土壤水分的增加而增加。王虎等[26]通过对滴灌施肥条件下滴头流量的研究表明，灌水施肥量一定，滴头流量在一定范围增大，对速效钾在土壤中的径向和竖向运移距离影响不明显，但滴头流量增大到一定程度，会导致速效钾竖向运移距离减小，并通过相关试验数据分析得出水分运动对钾离子迁移的对流起主导作用。
滴灌施肥技术可充分发挥水肥耦合效应，提高水肥利用率。尹飞虎等[27]研究表明，在随水滴施条件下，滴灌专用肥和常规肥中的钾素在土壤中的垂直分布随水的移动性均较强，不同土层中分布很相似，但随着土层深度增大，钾素水平呈下降趋势，在棉花根系主要分布区域，滴灌专用肥的钾素水平均高于常规肥，这种分布特征有利于棉株的吸收利用，
不同类型的灌溉水对钾的运移也有影响，冯小明等[28]研究结果表明，在大灌水定额下，清、洪水灌溉差异明显。0～40cm土层，灌洪水后速效钾含量与灌清水相比有明显增加；40cm土层以下，土壤中速效钾受运移影响很大，影响深度在140cm左右。而在中等灌水定额下，清、洪水灌溉差异不大。LiRuan等[20]研究了用劣质水灌溉对土壤钾释放的影响，水中镁离子含量高时，会对土壤钾的释放有明显的促进作用。
4小结
钾素作为作物必须的大量营养元素，对促进作物增产提质具有重要的意义，但目前对钾素的研究多集中在钾的数量和形态的变化，对钾素运移的能量变化研究较少，今后应加强钾素运移规律及运移因素之间相互作用的研究。另外，还可以通过建立钾素运移模型，更精确地预测钾在土壤中的动态运移，为高效利用土壤钾素资源和提高钾肥利用率奠定基础。对于滴灌水肥一体化条件下，钾肥在土壤中的分布、迁移和转化规律的了解还很有限，这将是未来研究的重点。
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篇3
关键词：蔬菜种植；水稻土；团聚体；土壤结构；土壤演变
中图分类号：S152.4 文献标识号：A 文章编号：1001-4942（2013）11-0066-04
目前由于城镇化建设扩大，较多的远郊粮田改种蔬菜以满足城镇居民生活需求，土地利用方式的改变势必影响土壤演变及肥力水平。土壤团聚体、有机质含量与土壤结构形成、养分保储密切相关，是评价土壤肥力水平、土壤有机碳固储能力、土壤结构的稳定性的重要指标[1～4]，也是表征土壤质量的重要指标[2，4]。不同土壤类型、土地利用方式及施肥措施对土壤团聚体、土壤结构和养分含量的影响存在明显差异[3，5～8]。通常土壤养分的增加易促进土壤有机质的积累并提高土壤大团聚体含量[9，10]。近年来涉及旱作区蔬菜种植及其他土地利用方式下的土壤酸化、板结及养分变化[1，3，6，7]等报道较多，但针对稻田改种蔬菜对土壤物理结构及土壤碳固储的潜在影响研究不够。本试验利用自然条件下具有相同稻-麦轮作粮食作物种植背景的长期粮食种植与改种蔬菜20年以上田块，研究不同利用方式下土壤物理结构（团聚体含量、土壤容重、固液气三相比）及土壤有机质0～60 cm剖面上分布差异，探讨稻区农田粮改蔬对土壤演变的影响，为正确评价农田粮改蔬后农田土壤的演变趋势及制定合理调控措施提供参考依据。
1 材料与方法
1.1 试验区概况
1.2 样品采集与测定
选择3块肥力中等的稻-麦轮作粮田且其部分区域改种蔬菜达20年以上田块，其中将每块农田的粮食种植区（稻田，CP）作为对照，蔬菜种植区（蔬菜田，VP）则为处理，重复3次。于2011年5月，分别在粮作区和相邻菜作区，各随机选择3个采样点，分0～20、20～40、40～60 cm三层采集，将同区域同层次3个样点的土壤样品混合，即为某一研究区域某一层次的土壤样品。所采取土壤样品用于水稳性团聚体、土壤有机质的测定。
水稳性团聚体测定用湿筛法[11]，依次通过1.000、0.250、0.053 mm筛进行分级；剖面土壤容重利用土钻法[11]进行测定；土壤有机质采用重铬酸钾外加热法[12]；土壤总孔隙度、毛细管孔隙度和气体孔隙度采用计算法[12]。
1.3 数据处理与分析
式中F：水稳性团聚体占总团聚体百分含量；m：水稳性团聚体烘干质量；i：团聚体粒级；M：总团聚体烘干重。
本试验数据处理利用Excel 2003进行方差分析、相关分析及制图。
2 结果与分析
2.1 不同土地利用方式对土壤团聚体含量与分配的影响
土层土壤团聚体含量
2.2 不同土地利用方式对土壤容重和孔隙度的影响
2.3 不同土地利用方式对土壤有机质含量的影响
图3 长期菜作和粮作下不同土层有机质含量
3 结论与讨论
本研究结果表明，长期植菜致0～20 cm 耕层土壤容重与固液相所占比例下降、气孔度增加，而20～40 cm层土壤容重具有降低趋势且固液相所占比例较粮作田增加。水稻土土壤容重降低与耕层气孔度的增加改善了土壤结构[13]，但土壤蓄水保水能力下降。粮改蔬后，土壤容重随剖面深度增加且在40～60 cm土层显著高于粮作田，甚至高于粮作田犁底层（20～40 cm）。推测原因可能是长期植菜的精耕深松打破了粮作田固有犁底层、上层土壤中细小土壤颗粒与较小有机肥颗粒随水分向下迁移到深层所致，并影响深层团聚体的形成。
本研究发现土壤有机质随土壤剖面深度增加而降低，这与前人结果一致[11，16]；有机质含量与土壤深度呈显著负对数相关关系，与寇太记等[11]研究结果趋势相同。但本研究发现长期蔬菜种植降低了0～20 cm 耕层土壤有机质含量，这与张靓等[14]认为蔬菜种植因多施有机肥将提高土壤有机质含量的结果不一致。分析有以下几方面的原因，① 张靓等[14]是基于旱作区土壤结果，而本研究是针对江南稻区水稻土，旱作区与稻区存在土壤类型与水分条件等环境因素明显差异，有机质在土壤中矿化与合成机制不一致；②旱作区多施沤制农家肥而稻区多施用粪尿肥为主，后者输入的外源有机物料偏少；③改种蔬菜使得粮田土壤物理结构改善，耕层增加的气孔度提高了土壤中空气含量，有利于微生物有氧代谢，相比厌氧环境易促进有机质的矿化分解，不利于有机质的积累。粮田改种蔬菜影响土壤演变，但对土壤质量的综合影响仍有待进一步研究。
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篇4
关键词：畜禽养殖；废水处理；技术
前言：近年来，随着我国经济的不断发展和农业结构的调整，规模化畜禽养殖业发展迅速，并已成为我国农村经济发展中的重要支柱。规模化畜禽养殖具有许多优点，它可以缩短畜禽养殖的生长周期、提高产量、节约成本、便于管理； 但是，规模化畜禽养殖产生大量畜禽废水，带来一系列的环境污染问题，且污染相对集中，处理困难。畜禽养殖废水的直接排放不仅会污染地表水体，引起水体富营养化，还会对地下水和农田生态系统造成破坏，甚至危害人体健康。国内外已开发出多种禽养殖废水处理技术，对这些技术进行分析和总结，对于推动我国畜禽养殖废水处理技术的进步非常重要。
1.畜禽养殖废水特点与污染现状
畜禽养殖废水处理难度大"其特点主要如下：
①COD、SS、NH、-N含量高；②可生化性好，沉淀性能好；③水质水量变化大；④含有致病菌并有恶臭。
畜禽养殖业发展迅速。仅以四川省为例，据相关资料显示，2010年四川省生猪等主要畜禽规模化养殖比重达到45%，预计2020年将提高到80%以上.目前，我国每年产生畜禽粪便约45亿吨，其化学需氧量 （COD） 超过我国工业废水和生活污水之和。因此畜禽养殖污染已经是继工业污染、生活污染之后的第三大污染源"而畜禽养殖废水的处理则是其中的重点。
2.畜禽养殖废水处理技术
为控制畜禽养殖废水直接外排对环境的破坏，目前畜禽养殖废水的处理技术可分为物化处理技术和生物处理技术两大类。
2.1 物化处理技术
2.1.1常用的物化处理技术有吸附法、磁絮凝沉淀、电化学氧化、fenton氧化等。
吸附法。该法的关键是吸附介质的选取，目前常用沸石等作为介质。钱锋等采用吸附―过滤法对实际养猪废水进行预处理，以稻草―沸石双层滤料为过滤介质，在 5m/h的滤速下，COD、NH、-N和磷的最高去除率分别达47.9%、72.9%和50.1%，还能去除一定量的小分子有机物和臭味，同时附着有大量固体有机物的稻草和吸附有氨氮、磷的沸石，经过处理后可作为土壤改良剂或肥料，但该法对于吸附饱和的过滤介质必须严格处理，避免造成二次污染。梁文婷等采用氧化镁改性沸石，在最佳作用时间4h下，得到猪场废水中NH、-N、总磷的去除率分别为88.6%和76.2% ，该法的改性沸石使用微波制成，能耗和技术要求较高，且吸附剂达到饱和时必须脱附，故只能间歇处理废水。
2.1.2磁絮凝沉淀。崔丽娜等通过投加磁种和絮凝剂进行磁絮凝分离反应，处理猪场废水，实验条件下，COD为3232mg/L的猪场废水样，去除率最高可达61.2%。该技术工艺流程简单、沉降性好、处理周期短，但会产生大量的化学污泥。
2.1.3电化学氧化"电化学氧化对氨氮的去除率较高。欧阳超等对实际养猪废水进行电化学氧化处理，在180min内，NH-N、的去除率可达98.22% ，但COD 的去除率仅14.04% 。
3.畜禽养殖废水的预处理
畜禽养殖废水无论以何种工艺或综合措施进行处理， 都要采取一定的预处理措施。通过预处理可使废水污染物负荷降低， 同时防止大的固体或杂物进入后续处理环节， 造成设备的堵塞或破坏等。针对废水中的大颗粒物质或易沉降的物质， 畜禽养殖业采用过滤、离心、沉淀等固液分离技术进行预处理， 常用的设备有格栅、沉淀池、筛网等。格栅是污水处理的工艺流程中必不可少的部分， 其作用是阻拦污水中粗大的漂浮和悬浮固体， 以免阻塞孔洞、闸门和管道， 并保护水泵等机械设备。沉淀法是在重力作用下将重于水的悬浮物从水中分离出来的处理工艺， 是废水处理中应用最广的方法之一。目前， 凡是有废水处理设施的养殖场基本上都是在舍外串联 2至3个沉淀池， 通过过滤、沉淀和氧化分解将粪水进行处理。筛网是筛滤所用的设施， 废水从筛网中的缝隙流过， 而固体部分则凭机械或其本身的重量， 截流下来， 或推移到筛网的边缘排出。常用的畜禽粪便固液分离筛网有固定筛、振动筛和转动筛。此外， 还有常用的机械过滤设备如自动转鼓过滤机、转辊压滤机、离心盘式分离机等。
4.畜禽养殖废水自然处理法技术
自然处理法是利用天然水体、土壤和生物的物理、化学与生物的综合作用来净化污水。其净化机理主要包括过滤、截留、沉淀、物理和化学吸附、化学分解、生物氧化以及生物的吸收等。其原理涉及生态系统中物种共生、物质循环再生原理、结构与功能协调原则， 分层多级截留、储藏、利用和转化营养物质机制等。这类方法投资省、工艺简单、动力消耗少， 但净化功能受自然条件的制约。自然处理的主要模式有氧化塘、土壤处理法、人工湿地处理法等。
氧化塘又称为生物稳定塘，是一种利用天然或人工整修的池塘进行污水生物处理的构筑物。其对污水的净化过程和天然水体的自净过程很相似，污水在塘内停留时间长，有机污染物通过水中微生物的代谢活动而被降解，溶解氧则由藻类通过光合作用和塘面的复氧作用提供，亦可通过人工曝气法提供。作为环境工程构筑物，氧化塘主要用来降低水体的有机污染物，提高溶解氧的含量，并适当去除水中的氮和磷，减轻水体富营养化的程度。
土壤处理法不同于季节性的污水灌溉， 是常年性的污水处理方法。将污水施于土地上， 利用土壤- 微生物- 植物组成的生态系统对废水中的污染物进行一系列物理的、化学的和生物净化过程， 使废水的水质得到净化， 并通过系统的营养物质和水分的循环利用，使绿色植物生长繁殖， 从而实现废水的资源化、无害化和稳定化。
人工湿地可通过沉淀、吸附、阻隔、微生物同化分解、硝化、反硝化以及植物吸收等途径去除废水中的悬浮物、有机物、氮、磷和重金属等。近年来， 人工湿地的研究越来越受到重视， 叶勇等利用红树植物木榄和秋茄处理牲畜废水营养盐 N、P， 结果表明两种植物对N、P 的去除效果较好。廖新，骆世明分别以香根草和风车草为植被，建立人工湿地， 随季节不同， 对污染物的去除率不同， CODCr去除率可达 90% 以上， BOD5可达 80%以上。它是一种较为经济的处理方
法， 特别适宜于小型畜禽养殖场的废水处理。
5.结语
畜禽养殖废水污染控制是目前环保行业关注的重点，应从“防”、“治”两方面着手，关闭小型养殖场，建立集约化、规模化畜禽养殖场，建成有效、经济的畜禽养殖场废水处理系统，加大政策的推行和实施力度，促进高效低耗的厌氧-好氧组合处理技术的应用，为解决畜禽养殖废水污染提供有效可行的途径。
参考文献
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篇5
关键词：重金属；土壤污染；土壤修复
中图分类号： X131.3 文献标识码： A
据农业部数据显示，在全国140万公顷污水灌区中，有64.8%的灌区受重金属污染，其中，轻度污染46.7%，中度9.7%，严重8.4%。重金属污染土壤，污染物滞留时间长、移动性差、不能被降解，并可经水、植物等最终影响人类，治理和恢复难度相当大。
一、该地区污染状况及成因
1、概况
该地区位于某大型冶炼厂的西部，距厂区最近500米，存在引工业废水灌溉现象。该地区土地多为抛荒地。
2、样品采集与测定
1.2.1样品采集
采样人员由环科所、环保局、冶炼厂和当地群众代表等组成，遵照环境样品采集技术规范，按面积随机设采样点。
（1）土壤样品：每个采样点采集表层0-20cm土壤样，部分样点采集亚表层（20-40cm）土壤。
（2）水样样品：采集土壤同时，采集田间及井水、河沟水等。
（3）稻米样品：水稻成熟时采集1个本区稻米样品。
1.2.2监测项目及测定方法
（1）测定项目
必测项目： Pb、 Zn、Cu、 Cd、As、PH
选择项目：Ni、 Cr、氟化物、 Hg
（2）测定方法
采用国标法和美国环保局推荐分析方法。
3、土壤环境质量状况
1.3.1调查区土壤监测结果
调查区土壤样品测定结果见表1-1
表1-1调查区农田表层土壤监测结果
对照国家《食用农产品产地环境质量评价标准》，该地区土壤铜元素超标100%，镉元素超标87.5%，一个样品的砷超标。
4、土壤污染成因
1.4.1用污水灌溉。经污水灌溉进入土壤的重金属以不同方式被土壤截留固定。冶炼厂废水虽有处理，但曾有过超标排放，不符合农灌标准，用该工业废水灌溉是土壤重金属污染的主因；
1.4.2气中重金属来自运输、能源、冶金和建材生产而造成的粉尘和气体。除汞外，重金属大多是以气溶胶形态进入大气，经降水和自然沉降进入土壤。结合实际，冶炼厂废气重金属沉降污染不容忽视。
二、土壤重金属污染修复技术
1、工程措施
工程措施主要有换土、客土及深耕翻土等，通过与污土的相混合，降低土壤所含有的重金属，减轻重金属对植物-土壤系统的毒害，进而让农产品符合国家食卫标准。换土和客土用于重污染区，深耕翻土则在轻污染土壤应用。工程措施具有稳定、彻底等优点，但其投资高、工程量大，破坏土体结构，造成土壤肥力下降。此外，还需要对所换污土做处理。
2、物理修复技术
2.2.1 电动修复
在电场作用下，经电渗透、电迁移或者电泳，把土壤污物带到电极两端，通过收集系统将重金属元素收集起来集中处理。此技术能够有效地去掉重金属，并步入商业化发展。因为电流可以打破所有金属-土壤键，其对于铅、镉、砷、铜等极为有效。影响电动修复的关键是土壤PH值，可控制PH值改善修复。
2.2.2 电热修复
通过高频电压产生的电磁波对土壤加热，从土壤颗粒中把污物吸出来，促进易挥发重金属从土壤分离。该技术用来修复被Se和Hg等污染的土地。此外，将重金属污染土壤放到高温高压下，出现玻璃态物质，从根本上消除污染。
2.2.3 土壤淋洗
用淋沅液淋洗土壤，让吸附在土壤上的重金属形成溶解性的金属试剂络合物或离子，再收集淋洗液回收重金属，并循环。选择提取剂是此法的关键，提取剂能选水、化学剂或其他液体，甚至气体。此法适于轻质土壤，有较好的修复重金属污染土壤的效果，但投资巨大，限制商业了化淋洗液。此外，其也容易造成地下水的污染、土壤变性、土壤养分流失等。今后此种方法的重点是开发易被生物降解、对环境污染小、专一性生物表面活性剂。
3、化学修复
向土壤中加化学试剂、有机质、固化剂、天然矿物等改变土壤PH值等，经氧化还原、沉淀、吸附等降低重金属生物有效性。此种方法关键是改良剂的选择，常用沸石、石灰、磷酸盐、碳酸钙等，对重金属作用机理不同改良剂不同。碳酸钙或石灰主要是用来提高土壤 pH值，促进Hg、Zn、Cd、Cu等元素形成碳酸盐结合态盐类或氢氧化物沉淀。如果土壤pH>6.5，则Hg就可成碳酸盐或氢氧化物沉淀。向土壤投放硅酸盐钢渣，对 Cd、Ni、Zn等有吸附沉淀作用。水田Cd为磷酸镉沉淀，磷酸汞溶解度也小。沸石通过离子交换降低重金属有效性。有机物让重金属形成硫化物而沉淀，而有机物腐殖酸可与重金属离子形成螯合或络合物。
化学修复简单易行，其在土壤原位进行，但非永久措施，因为其只单纯改变土壤中重金属形态，金属仍在土壤中，易再度活化。
4、生物修复
2.4.1 植物修复技术
（1）植物提取
通过重金属超积累植物从土壤中吸收污物，转至地上部分再收割集中处理，让土壤中重金属降到可接受水平。一般来说，植物提取是最有效的方式，但是其在技术上也是最难实施的修复技术。现在已经有了提取不同金属植物种类和改进植物提取性能的方法，并得到了逐步的商业推广。
（2）植物挥发
经植物根系分泌特殊物或微生物，让土壤某些重金属转变成挥发形态，有的植物将污物吸到体转为气态释放到大气中。植物挥发技术无须处理污物植物，既经济有效又潜力巨大，但将污物转到大气中，则会对人类和生物有不小风险。
（3）植物稳定
利用超累积植物或耐重金属植物降低重金属活性，减少被淋洗到地下水或经空气进一步扩散污染的可能。通过金属根部积累、沉淀或根表吸收固化土壤重金属。如植物根系分泌物可改变土壤根际环境，改变多价态Hg、Cr、As价态和形态。此外，植物根毛也能直接从土壤交换吸附重金属增加根表固定。
2.4.2 微生物修复技术
利用微生物对金属的沉淀、氧化、吸收、还原功效，降低土壤中金属毒性。某些微生物嗜重金属，用其净化重金属污染土壤有独特功效。在长时间受镍胁迫的土壤中，有微生物产生抗性机制来降低镍毒害，并经吸收、沉淀、络合等来减少重金属迁移和生物毒性。同时，微生物细胞内金属硫蛋白对Zn、 Cd 、Hg、 Cu等有强烈亲和性，有富集和抑制重金属毒。但是，微生物修复土壤能力有限，只可以适用在小范围。
5、农业生态修复
主要有两方面：一是农艺修复，有调整作物品种、改变耕作制度、种植非食物链植物、使用可降低土壤重金属的化肥、增施固重金属有机肥等；二是生态修复。调节如土壤养分、水分、pH值及氧化还原状况和外界的气温、湿度等，调控污染物所处环境介质。
6、组合修复技术
修复重金属污染土壤可谓是系统性工程，修复技术多，各有一定效果，但也有局限性；单一技术效率不高，预期目标实现困难。所以，需要应用2种以上技术加以综合才能达到预期效果。
三、结论
土壤作为我们生存的主要条件，是生态环境的重要组成。我国亟需解决重金属土壤污染问题。本文监测分析项目区土壤重金属污染的基础上，评述土壤重金属污染修复技术，旨在推动重金属污染土壤有效修复与综合治理。
参考文献：
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1土壤退化的概念
土壤退化(Soildegradation)是指在各种自然，特别是人为因素影响下所发生的导致土壤的农业生产能力或土地利用和环境调控潜力，即土壤质量及其可持续性下降（包括暂时性的和永久性的）甚至完全丧失其物理的、化学的和生物学特征的过程，包括过去的、现在的和将来的退化过程，是土地退化的核心部分。土壤质量(Soilquality)则是指土壤的生产力状态或健康(Health)状况，特别是维持生态系统的生产力和持续土地利用及环境管理、促进动植物健康的能力[2]。土壤质量的核心是土壤生产力，其基础是土壤肥力。土壤肥力是土壤维持植物生长的自然能力，它一方面是五大自然成土因素，即成土母质、气候、生物、地形和时间因素长期相互作用的结果，带有明显的响应主导成土因素的物理、化学和生物学特性；另一方面，人类活动也深刻影响着自然成土过程，改变土壤肥力及土壤质量的变化方向。因此，土壤质量的下降或土壤退化往往是一个自然和人为因素综合作用的动态过程。根据土壤退化的表现形式，土壤退化可分为显型退化和隐型退化两大类型。前者是指退化过程（有些甚至是短暂的）可导致明显的退化结果，后者则是指有些退化过程虽然已经开始或已经进行较长时间，但尚未导致明显?耐嘶峁?/P>
2全球土壤退化概况
当前，因各种不合理的人类活动所引起的土壤和土地退化问题，已严重威胁着世界农业发展的可持续性。据统计，全球土壤退化面积达1965万km2。就地区分布来看，地处热带亚热带地区的亚洲、非洲土壤退化尤为突出，约300万km2的严重退化土壤中有120万km2分布在非洲、110万km2分布于亚洲；就土壤退化类型来看，土壤侵蚀退化占总退化面积的84%，是造成土壤退化的最主要原因之一；就退化等级来看，土壤退化以中度、严重和极严重退化为主，轻度退化仅占总退化面积的
38%[3～6]。
全球土壤退化评价(GlobalAssessmentofSoilDegradation)研究结果[3～6]显示，土壤侵蚀是最重要的土壤退化形式，全球退化土壤中水蚀影响占56%，风蚀占28%；至于水蚀的动因，43%是由于森林的破坏、29%是由于过度放牧、24%是由于不合理的农业管理，而风蚀的动因，60%是由于过度放牧、16%是由于不合理的农业管理、16%是由于自然植被的过度开发、8%是由于森林破坏；全球受土壤化学退化（包括土壤养分衰减、盐碱化、酸化、污染等）影响的总面积达240万km2，其主要原因是农业的不合理利用(56%)和森林的破坏(28%)；全球物理退化的土壤总面积约83万km2，主要集中于温带地区，可能绝大部分与农业机械的压实有关。
3我国土壤退化状况
首先，我国水土流失状况相当严重，在部分地区有进一步加重的趋势。据统计资料[7]，1996年我国水土流失面积已达183万km2，占国土总面积的19%。仅南方红黄壤地区土壤侵蚀面积就达6153万km2，占该区土地总面积的1/4[8]。同时，对长江流域13个重点流失县水土流失面积调查结果表明，在过去的30年中，其土壤侵蚀面积以平均每年1.2%～2.5%的速率增加[9]，水土流失形势不容乐观。
其次，从土壤肥力状况来看，我国耕地的有机质含量一般较低，水田土壤大多在1%～3%，而旱地土壤有机质含量较水田低，＜1%的就占31.2%；我国大部分耕地土壤全氮都在0.2%以下，其中山东、河北、河南、山西、新疆等5省（区）严重缺氮面积占其耕地总面积的一半以上；缺磷土壤面积为67.3万km2，其中有20多个省（区）有一半以上耕地严重缺磷；缺钾土壤面积比例较小，约有18.5万km2，但在南方缺钾较为普遍，其中海南、广东、广西、江西等省（区）有75%以上的耕地缺钾，而且近年来，全国各地农田养分平衡中，钾素均亏缺，因而，无论在南方还是北方，农田土壤速效钾含量均有普遍下降的趋势；缺乏中量元素的耕地占63.3%[10]。对全国土壤综合肥力状况的评价尚未见报道，就东部红壤丘陵区而言，选择土壤有机质、全氮、全磷、速效磷、全钾、速效钾、pH值、CEC、物理性粘粒含量、粉/粘比、表层土壤厚度等11项土壤肥力指标进行土壤肥力综合评价的结果表明，其大部分土壤均不同程度遭受肥力退化的影响，处于中、下等水平，高、中、低肥力等级的土壤的面积分别占该区总面积的25.9%、40.8%和 33.3%，在广东丘陵山区、广西百色地区、江西吉泰盆地以及福建南部等地区肥力退化已十分严重[11]。
此外，其它形式的土壤退化问题也十分严重。以南方红壤区为例，约20万km2的土壤由于酸化问题而影响其生产潜力的发挥；化肥、农药施用量逐年上升，地下水污染不断加剧，在部分沿海地区其地下水硝态氮含量已远远高于WHO建议的最高允许浓度10mg/l；同时，在一些矿区附近和复垦地及沿海地区土壤重金属污染也相当严重[8]。
4土壤退化研究进展
自1971年FAO提出土壤退化问题并出版“土壤退化"专著以来，土壤退化问题日益受到人们的关注。第一次与土地退化有关的全球性会议——联合国土地荒漠化(desertification)会议于1977在肯尼亚内罗毕召开。联合国环境署(UNEP)又分别于1990年和1992年资助了Oldeman等开展全球土壤退化评价(GLASOD)、编制全球土壤退化图和干旱土地的土地退化（即荒漠化）评估的项目计划。1993年FAO等又召开国际土壤退化会议，决定开展热带亚热带地区国家级土壤退化和SOTER（土壤和地体数字化数据库）试点研究。在1994年墨西哥第15届国际土壤学大会上，土壤退化，尤其是热带亚热带的土壤退化问题倍受与会者的重视，不少科学家指出，今后20年热带亚热带将有1/3耕地沦为荒地，117个国家粮食将大幅度减产，呼吁加强土壤退化及土地退化恢复重建研究，并在土壤退化的概念、退化动态数据库、退化指标及评价模型与地理信息系统、退化的遥感与定位动态监测和模拟建模及预测、土壤复退性能研究、退化系统恢复重建的专家?霾呦低车妊芯糠矫嬗辛诵碌姆⒄埂9仕帘3盅Щ嵋灿?nbsp;1997在加拿大多伦多组织召开了以流域为基础的生态系统管理的全球挑战国际研讨会，从生态系统、流域的角度探讨土壤侵蚀等土壤退化等问题。而且，国际土壤联合会于1996年和1999年分别在土耳其和泰国举行了直接以土地退化为主题的第一届和第二届国际土地退化会议，并在第一届会议上决定成立了土壤退化研究工作组专门研究土壤退化，在第二届会议上则对土壤退化问题更为重视，并有学者倡议将土壤退化研究提高到退化科学的高度来认识，并决定于2001年在巴西召开第三届国际土壤退化会议[12]。同时，在亚洲，由UNDP和FAO支持的“亚洲湿润热带土壤保持网(ASOCON)”和“亚洲问题土壤网”也在亚太土地退化评估与控制方面开展了大量的卓有成效的研究工作。总的说来，国际上土壤退化研究在以下方面取得了重要进展：①从土壤退化的内在动因和外部影响因子（包括自然和社会经济因素）的综合角度，研究土壤退化的评价指标及分级标准与评价方法体系；②从土壤的物理、化学和生物学过程及其相互作用入手，研究土壤退化的过程与本质及机理；③从历史的角度出发，结合定位动态监测，?芯扛骼嗤寥劳嘶难荼涔碳胺⒄骨飨蚝退俾剩⒍云浣心D夂驮猓虎懿嘀厝死嗷疃ㄌ乇鹗峭恋乩梅绞胶屯寥谰芾泶胧┒酝寥劳嘶屯寥乐柿坑跋斓难芯浚⒔寥劳嘶睦砺垩芯坑胪嘶寥赖闹卫砗涂⑾嘟岷希型恋馗录际鹾屯寥郎δ鼙；氖匝槭痉逗屯乒悖虎葑⒅卮臣际酰ㄒ巴獾鞑椤⑻锛涫匝椤⑴柙允匝椤⑹笛槭曳治霾馐浴⒍ㄎ还鄄馐匝榈龋敫咝录际酰ㄒ8小⒌乩硇畔⑾低场⒌孛娑ㄎ幌低场⒛D夥抡妗⒆蚁低车龋┑慕岷希虎薮由缁峋醚Ы嵌妊芯客寥劳嘶酝寥乐柿考捌渖Φ挠跋臁?/P>
我国土壤学研究工作在过去几十年主要集中在土壤发生、分类和制图（特别是土壤资源清查）；土壤基本物理、化学和生物学性质（特别是土壤肥力性状）；土壤资源开发利用与改良（特别是土壤培肥，盐渍土和红壤的改良等）等方面。这些工作虽然在广义上与土壤退化科学密切相关，但直接以土壤退化为主题的研究工作主要集中在最近10多年，其中又以热带亚热带土壤退化研究工作较为系统和深入，并在80年代参与了热带亚热带土壤退化图的编制，完成了海南岛1∶100万SOTER图的编制工作。90年代以来，中国科学院南京土壤研究所结合承担国家“八五”科技攻关专题“南方红壤退化机制及防治措施研究”和国家自然科学基金重点项目“我国东部红壤地区土壤退化的时空变化、机理及调控对策的研究”任务，将宏观调研与田间定位动态观测和实验室模拟试验相结合，将遥感、地理信息系统等高新技术与传统技术相结合，将自然与社会经济因素相结合，将时间演变与空间分布研究相结合，将退化机理与调控对策研究相结合，对南方红壤丘陵区土壤退化的基本过程、作用机理及调控对策进行了有益的探索，并在以下方面取得了重要进展[8、13]：①初步定义了土壤退化的概念，阐明了红壤退化的基本过程、机制、特点。②在土壤侵蚀方面，利用遥感资料和地理信息系统技术编制了东部红壤区1∶400万90年代土壤侵蚀图与叠加类型图及典型地区70、80、90年代叠加土壤侵蚀图，并在土壤侵蚀图、土地利用图、土壤母质图等基础上，编制了1∶400万土壤侵蚀退化分区概图；对南方主要类型土壤可蚀性K值进行了田间测定，并利用全国第二次土壤普查数据和校正的Wischmeier方程，计算我国南方主要类型土壤可蚀性K，编制了相关图件。③在肥力退化机理方面，建立了南方红壤区土壤肥力数据库，初步提出了肥力退化评价指标体系，进行了土壤肥力退化评价的尝试，并绘制了红壤退化评价有关图件；将养分平衡与土壤养分退化研究相结合总结了我国南方农田养分平衡10年变化规律及其与土壤肥力退化的关系，认为土壤侵蚀、酸化养分淋失等造成的养分赤字循环及养分的不平衡是土壤养分退化的根本原因；应用遥感手段及历史资料，编制了0～20cm及0～100cm土层的土壤有机碳密度图，探讨了红壤有机碳库的消长与转化及腐殖质组成性质的变化规律；提出了磷素固定是红壤磷素退化的主要原因，磷素有效性衰减的实质是磷素的双核化和向固相的扩散，解决了红壤磷素退化的实质问题。④在土壤酸化方面，研究了红壤的酸化特点，根据土壤的酸缓冲性能，建立了土壤酸敏感性分级标准，进行了红壤酸敏感性分级和分区，首次绘制了有关地区土壤酸敏感性分区概图；采用MAGIC模型，并进行校正对我国红壤酸化进行预测，揭示红壤酸度的时空变化规律；并在作物耐铝快速评估方面取得了重要进展。⑤在土壤污染方面，利用多参数对重金属的土壤污染进行了综合评估，建立了综合污染指数(CPI)值的计算方法，对不同地区的污染状况进行了评估，绘制了重金属污染概图；应用农药在土壤中的吸附系数(Kd)和半衰期(t1/2)及基质迁移模式，阐明了土壤农药污染的机理；在重金属污染对土壤肥力的影响方面的研究结果表明，重金属污染可降低土壤对钾的保持能力，促进钾的淋失；而对氮和磷而言，主要是降低与其催化降解和循环相关的酶的活性。⑥红壤退化防治方面，提出了区域治理调控对策，“顶林—腰果—谷农—塘鱼”等立体种养模式等，并对一些开发模式进行示范和评价。
然而，我国幅员辽阔，自然和社会经济条件复杂多样，地区间差异明显。各类型区在农业和农村发展过程中均不同程度地面临着各种资源环境退化问题，有些问题是全区共存的，有些则是特定类型区所特有的。过去的工作仅集中于江南红壤丘陵区，而对其它地区触及较少。而且，在研究工作中，也往往偏重于单项指标及单个过程的研究。土壤退化综合评价指标体系的研究基本处于空白，对退化过程的相互作用研究不够。同时，在合理选择碱性物质改良剂种类、提高经济效益以及长期施用改良剂对土壤物理、化学，特别是生物学性质的影响等方面还有许多问题有待进一步研究，对耐酸（铝）作物品种的选择研究也亟待加强。此外，对其它土壤退化问题，如集约化农业和乡镇企业及矿产开发引起的土壤及水体污染、土壤生物多样性衰减等问题，尚未开展系统研究。
5土壤退化的研究方向
土壤退化是一个非常综合和复杂的、具有时间上的动态性和空间上的各异性以及高度非线性特征的过程。土壤退化科学涉及很多研究领域，不仅涉及到土壤学、农学、生态学及环境科学，而且也与社会科学和经济学及相关方针政策密切相关。然而，迄今为止，国内外的大多数研究工作偏重于对特定区域或特定土壤类型的某些土壤性状在空间上的变化或退化的评价，而很少涉及不同退化类型在时间序列上的变化。而且，在土壤退化评价方法论及评价指标体系定量化、动态化、综合性和实用性以及尺度转换等方面的研究工作大多处于探索阶段。
我国土壤退化研究虽然在某些方面取得了一定的、有特色的进展，但整体上还处于起步阶段。为此，作者认为，今后我国土壤退化的研究工作应从更广和更深的层次上系统综合地开展土壤退化的综合评价与主要退化类型农业生态系统的重建和恢复研究，并逐步向土地退化或环境退化方向拓展。具体来说，应加强以下几个方面的研究工作：
(1)土壤与土地退化指标评价体系研究。主要包括用于评价不同土壤及土地退化类型的单项和综合评价指标、分级标准、阈值和弹性，定量化的和综合的评价方法与评价模型等；
(2)土壤退化的监测与预警系统研究。主要包括建立土壤退化监测研究网络，对重点区域和国家在不同尺度水平上的土壤及土地退化的类型、范围及退化程度进行监测和评价，并进行分类区划，为退化土地整治提供依据；
(3)土壤与土地退化过程、机理及影响因素研究。重点研究几种主要退化形式（如土壤侵蚀、土壤肥力衰减、土壤酸化、土壤污染及土壤盐渍化等）的发生条件、过程、影响因子（包括自然的和社会经济的）及其相互作用机理；
(4)土壤与土地退化动态监测与动态数据库及其管理信息系统的研究。主要包括土壤退化监测网点或基准点(Benchmarksites)的选建、3S(GIS、GPS、RS)技术和信息网络及尺度转换等现代技术和手段的应用与发展、土壤退化属性数据库和GIS图件及其动态更新、土壤退化趋向的模拟预测与预警等方面的工作；
(5)土壤退化与全球变化关系研究。主要包括土壤退化与水体富营养化、地下水污染、温室气体释放等；
(6)退化土壤生态系统的恢复与重建研究。主要包括运用生态经济学原理及专家系统等技术，研究和开发适用于不同土壤退化类型区的、以持续农业为目标的土壤和环境综合整治决策支持系统与优化模式，主要退化生态系统类型土壤质量恢复重建的关键技术及其集成运用的试验示范研究等方面的工作，为土壤退化防治提供决策咨询和示范样板；
(7)加强土壤退化对生产力的影响及其经济分析研究，协助政府制定有利于持续土地利用，防治土壤退化的政策。
参考文献
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篇7
关键词：生物炭； 土壤团聚体； 结合态碳库
中图分类号：S141.6文献标识号：A文章编号：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
近一个世纪以来全球气温不断攀升，人们普遍认为大气中CO2、CH4 等温室气体的增加是造成全球气温上升的主要原因[1]。生物炭的农田施用为如何遏制或减少温室气体的排放量提供了新的解决思路，被科研界视为是增加土壤碳储量的主要措施[2]。土壤碳（C）库作为土壤有机质（SOM）库的重要组分，在陆地碳循环中起重要作用[3]。土壤主要通过物理保护、化学保护以及生物化学保护三个方面完成其对有机质库的保护[4，5]。因此，由土壤团聚体物理保护引起的生物与有机碳的空间隔离是构成土壤碳稳定化的重要机制之一[6]。
土壤团聚体是土壤结构的物质基础[7]，它的形成与土壤颗粒有机质（particulate organic matter， POM）是密不可分的，土壤团聚体为POM的存在提供场所，后者则是前者存在的胶结物质[8]。因此，土壤团聚体中有机碳能够指示土壤中总有机碳的变化[9]。当生物炭进入土壤环境以后，是增加土壤碳的储存还是促进土壤碳的释放，是提高还是降低团聚体的稳定性，这些问题尚存有争议[10，11]。有研究显示，施用生物炭在短期内能实现固碳减排目标，并且在连续两年内具有稳定的持续性[12，13]。也有人对此持否定态度，认为生物炭施用提高了有机质的分解速率，从而降低了土壤碳的储存[14]。
1生物炭的发展及其理化性质
巴西亚马逊河流域出现的一种Terra Preta土壤，该土壤含碳量异常丰富、呈现黑色，也被人称之为黑土。1879年，赫伯特・史密斯进一步揭示了黑土提高甘蔗和烟草等农作物产量的原因是黑土中含有丰富的生物炭[15]，从而激发了科研工作者对生物炭研究的兴趣。研究表明，普通土壤的生产力远低于附有生物炭土壤的生产力。生物炭能稳定留存在土壤中[16-19]，对农田温室气体排放、土壤酸碱环境、农药及化学品残留等农业有机污染等不良环境具有改良、修复和缓解作用[20-22]。这一发现又激发起了人们研究利用生物炭增加农田土壤碳截留、应对全球变暖新对策的热情。因而，生物炭也有了“黑色黄金”的美称。
生物炭是指生物有机材料（生物质）在低氧或缺氧环境中经热裂解后的芳香化难溶的固体产物[23]，大多为多孔粉状颗粒，2007年在澳大利亚第一届国际生物炭会议上取得统一命名，主要施用于农林业土壤[24]。常见的生物炭有秸秆炭、木炭、花生壳炭等。
生物炭的组成元素主要为碳、氢、氧等，其中碳含量高达60% 以上，其次是钾、钙、钠、镁、磷、硅等[25]；主要物质组成为烷烃和芳香烃化合物[26]，并具有生物化学稳定性和热稳定性[27]。生物炭的结构和比表面积等理化性质除了受原料、技术工艺的影响，还与热解环境等有关系。有学者通过对生物质热解进行研究显示，随着温度的升高，比表面积及孔径增大，表面积增大以及生物炭的芳构化程度加深[28]，导致生物炭具有较强的吸附能力。因此，生物炭不仅可以充当土壤活性调理剂，能增加土壤吸附性能，保水、保肥，促进作物生长，同时还可以促进土壤的贮碳功能[29]。虽然生物炭不是惰性物质，但是它具有较强的抗分解能力，当其进入土壤系统后，生物炭可以留存数千年以上[30]，这是生物炭具有“碳封存”功能、充分还田改土并具有可持续和累积发挥作用的基础[31]。随着生物炭进入土壤后保存时间的延长，O和H含量有逐渐增加的趋势，但是黑炭的C含量逐渐下降，而丢失的C正是进入了土壤中[12]。因此，在一定时限范围内，生物炭应该可以作为一个潜在的稳定的土壤有机碳库，真正实现碳封存。
2施用生物炭对土壤团聚体及其结合碳库的影响 土壤团聚体是单个土粒和有机无机物质胶结等因素的作用下形成具有近似球形较疏松多孔的小土团，直径在0.25～10 mm之间，具有较高的稳定性[32]。土壤团聚体形状和大小各异，是形成土壤良好结构的物质基础，具有高度复杂的空间分布与组成，通常被人们划分为大团聚体（>0.25 mm）和微团聚体（
作为土壤结构的基本单位，土壤团聚体对 SOM 的物理保护作用可作为土壤 C 稳定化的重要组成部分[4]，具体途径可分为三种：（Ⅰ）在微生物、微生物酶和底物间存在空间间隔，影响其发生反应的速率；（Ⅱ）影响食物链的分布，控制食物网的相互作用；（Ⅲ）改变微生物活性并影响其周转速率[36]。通过团聚体的物理保护作用还可以降低土壤微生物对其自身分解的风险，从而保持团聚体的稳定[37]。研究表明：生物炭可与土壤颗粒形成团聚体和有机-无机复合体，生物炭有利于团聚体的形成和稳定[38，39]，同时生物炭也在团聚体的物理保护作用下得到长期固持。施用生物炭虽然会降低耕层土壤容重，但增加了耕层土壤阳离子交换量、土壤碳氮的含量等[40，41]；有学者研究生物炭对土壤抗破碎性及团聚体稳定性的影响，显示生物炭不能像其他有机物料一样提高土壤团聚体的稳定性[42]。另外，人们在生物炭对土壤团聚体碳库的影响研究上存在分歧。Brodowski 等[10]对施用生物炭的土壤团聚体进行研究，认为黑炭比其他土壤有机碳组分更容易嵌入土壤微团聚体中从而保护土壤有机质不被分解，从而有利于团聚体的稳定，并发现
3施用生物炭对不同有机碳组分的影响
作为土壤有机质库的重要组成部分，土壤有机碳的固持对改善土壤质量以及缓解全球温室效应具有重要意义。适当的生产管理措施可以提高农田土壤固持大气中CO2的潜力，有研究表明，长期采用合理的农业管理措施，如秸秆还田不但可以提高土壤有机碳的输入量，还能降低土壤有机质的矿化分解，是增加土壤碳储量的有效方式。土壤有机碳根据其在土壤结构的分布和功能可以分为不同的碳库[44]：游离态的轻组有机质（light fraction， LF）、闭蓄态颗粒有机质（intra-aggregate POM， iPOM ）、矿质结合态重组有机质（heavy fraction， HF）。
生物炭可以产生碳负性（carbon negative），即植物残体制成生物炭施用土壤后，残体重新释放到大气的碳量仅是原有截获量的一部分，将碳长时间的截留于土壤[19]。生物炭作为土壤惰性碳库的重要组成部分，在土壤碳循环中有着重要地位[45]。生物炭施用到土壤是否存在一种激发效应（priming effect），即活性碳源进入土壤系统后会促进还是抑制原有有机质的分解。目前相关报道意见不一。研究显示，施用生物炭会降低土壤总有机碳、颗粒有机碳的含量[46]，同时施用生物炭也会促使土壤微生物活性[47]，显著提高土壤微生物量碳水平[40]。另有研究表明，生物炭富含的有机碳能提高土壤有机质含量水平[48]。
马莉等[49]通过盆栽试验表明，生物炭的激发效应与其本身的制作过程有关，但是它们都对有机碳的矿化起了促进作用，并因此而提高了土壤生产力。研究显示，施用生物质炭可显著增加土壤有机碳的氧化稳定性，但长期或高量施用生物质炭可能会增加土壤有机质的矿化率[12，50]。陈红霞等[51]对连续3年施用生物炭的华北平原农田土壤进行研究，结果显示，施用生物炭显著增加了0～7 cm 和 7.5～15 cm 土层的 POM-C 浓度。由于土壤表层团聚体中游离的轻组物质含量一般高于次表层，并且游离态轻组颗粒转化时间短，一般只有几周到几十年，所以被认为是土壤中易分解的C库。轻组土壤含碳量较高，大约是土壤有机 C总量的15%～32%[4]，导致轻组碳比全碳更能反映由于土地利用变化导致有机质损失的敏感程度，所以也经常被视为是反映土壤有机碳库和土壤质量变化的敏感指标[41]。
4展望
近年来，国内外关于生物炭研究迅猛发展，基本性质及生物与非生物氧化方面已经开展了一些研究并取得了初步成果[52-54]，但仍有许多问题有待我们进一步思考和研究。（1）基于田间的长期定位试验，开展生物炭对大田土壤理化性质及作物产量的影响研究较少，生物炭在土壤碳循环过程的长期效应及其在温室气体排放领域发挥的作用，还需要在大尺度、宽范围、多领域的稳定的、可靠的试验数据来论证，进而综合分析、评估生物炭在固碳减排潜力、效益等发挥的作用及其前景。（2）生物质炭输入土壤后其形态变化、稳定机理仍有待更多的、长期的试验研究来验证，生物炭对土壤碳库影响的研究一般在肥力比较高的土壤中进行，并且多为室内培养或短期小区试验[40]，对土壤不同有机碳组分规律的影响研究不够深入。因此，长期连续施用生物炭对于农田土壤及环境变化影响的研究将是未来的重要方向。
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篇8
在全球气候变暖的时代背景下，农业作为与自然环境关系最为密切的产业，一方面，温室气体的增加直接影响到农作物的光合作用,大气CO2的强度和浓度与作物的初级生产力密切相关。另一方面，农业在自身生产过程中,由于土地利用不当，化肥、农药等高碳型生产资料施用量过多释放出大量的温室气体,反过来影响气候的变化。据估计,农业源排放的CO2、CH4、N2O的量分别占总的人为温室气体排放量的21%～25%、57%和65%～80%（林而达，2001）。因此，在发展低碳经济方面，农业领域潜力巨大。广东相对全国而言，农业发展规模不大，农业产值占全省GDP的比例很小，但是化肥、农药等高碳型生产资料的投入却一直居于全国前列，属于典型的化学农业。据统计数据显示，近10年来广东农田的化肥施用量达到641kg/hm2，远远超过了国际上认定的225kg/ hm2的安全上限；农药使用量为31kg/hm2，超过农药的安全使用量8.7kg/hm2，是发达国家使用量的4倍多（唐丽霞，2008）。由于农药、化肥等农用化学品的大量不当使用，使得广东耕地土壤肥力严重下降。耕地土壤的退化一方面造成农田固碳能力的严重下降，另一方面引起土壤自身的有机碳不断向大气环境净释放。因此，广东应针对其农业发展自身的条件与现状，大力发展低碳农业，以实现农业发展方式的转型。这既是广东应对全球气候变暖，减少温室气体排放的内在要求，也是改善全省土壤质量，实现现代农业可持续发展的必然选择。目前，我国对低碳农业的探索正处于起步阶段，以农业温室气体减排和农业增汇减碳为目标的低碳农业发展模式，将成为今后现代农业发展的必然趋势。就此，本文以高碳型农业较为发达的广东省为案例，从低碳经济视角分析当前广东农业的发展现状，存在的主要问题，影响农业低碳发展的主要因素；并由此探讨低碳农业发展的主要路径与对策，以推进广东农业发展逐步实现低碳转型。
2 广东农业生产碳排放特征分析
2.1 农业生产碳排放总量趋势分析
在气候变化研究中碳排放量的测算比较复杂，因此，目前尚无农业CO2排放的具体观察数据，一般只能基于已有的相关统计量，初略估算其所产生的碳排放量。本研究涉及的农业生产碳排放（本文所指种植业），主要包括化肥、农药等现代农业投入品，直接能源消费，以及土地翻耕过程中所直接或间接导致的温室气体的排放。因此，计算农业二氧化碳排放量时采用如下公式估算：根据以上原则和计算方法，测算出2000～2009年广东省农业生产碳排放量的估算值（表2）。结果显示，随着化肥、农药等生产资料消费的快速增长，以及播种面积与灌溉面积的增加，广东农业的碳排放总量总体呈不断上升的趋势，从2000年的275.3万t碳增加到2009年的347.2万t碳，年均增长约3%。2000~2001年间，碳排放量呈现较为明显的上升，由2000年的275.3万t碳升至2001年的296万t碳，环比增长7.5%。2001~2003年，出现了约0.6%的微量下降态势。2005年之后，又呈现逐步上升的趋势，环比增速率总体保持在3%左右。
2.2 农业碳排放强度的时序特征
2000～2009年广东农业碳排放量虽然总体呈现增长态势，但是年均2.6%的增长率小于10年间农业总产值4.1%的年均增值率（图1），与之相对应的是广东历年的单位农业总产值碳排放强度呈现缓慢的下降态势（图1）。从表3可以看出，2000年广东单位农业总产值碳排放强度为16.01kg碳/万元，至2009年下降到14.10kg碳/万元，碳排放强度年均下降率为1.4%。从变化过程来看，广东单位农业总产值碳排放强度并非逐年下降,而是呈现一定的阶段性特征：2000～2002三年间波动较大，2000～2001年上升明显，环比增幅5%，但翌年迅速下降至低于2000年的碳排放强度，与上年相比降幅达到9.5%。2003～2006年为相对平稳阶段，呈现逐年小幅下降的特征，4年年均下降了2.2%。而自2007年之后，单位农业总产值碳排放强度又有所反弹。何建坤等研究认为，碳排放强度的下降率大于GDP的增长率时才能实现CO2的绝对减排（何建坤等，2004）。广东2000～2009年单位农业产值碳排放强度年均1.4%的下降率明显小于农业生产总值年均4.1%增长率，因此，广东农业生产还无法实现温室气体的绝对减排。这可以从近10年的广东农业空间碳排放强度增加幅度较大得到进一步验证，据测算广东农业空间碳排放强度从2000年的880kg/hm2增加到2009年的1226.41 kg/hm2，年均增长约4%，明显高于单位农业总产值碳排放强度。这一现象表明广东农业生产的碳排放形势不容乐观。
3 广东农业碳排放主要影响因素分解
3.1农业产值增长是农业碳排放增加的主要推动因素
据研究，20世纪80年代初以来,中国农业经济的快速持续发展对CO2排放的增长累计贡献了高达95%以上的增量（李国志等，2010）。广东的情况与全国类似，近年来，广东的耕地面积是以年均1.2%的速度下降的情况下，农业总产值则是以年均4.1%的速度增长。而农业产值的提高是与农业生产投入的加强是密切相关的。以农业机械投入为例，2009年全省农业机械总动力达2085万千瓦，比2000年增长18.2%。这表明近年来农业机械投入及相应的能源消费量增幅是农业产值得以增长的重要因素，而能源消费则是农业碳排放的直接来源之一。因此，随着农业经济的发展，农业碳排放将会进一步地增加，农业产值增长是广东农业碳增量的主要因素。
3.2 农业化学化水平的提高是广东农业空间碳排放强度上升的关键因素
农业化学化是农业现代化的重要内容之一，其基本含意是指农药、化肥等各种化学产品在农业上的应用，它对农业的发展具有重大意义，但生产化肥、农膜等农业化学品需要耗费大量的煤炭、石油等碳基能源；并在施用这些化学品过程中，造成土壤释放出大量的甲烷、CO2等温室气体。广东单位面积化肥、农药施用量不仅远远超过国际上公认的安全上限，而且就全国而言，其单位面积的化肥、农药等化学品的施用量也是最高的省份之一，以2007年为例，广东单位耕地面积化肥施用量和农药使用量分别为771.15kg/hm2和34.82kg/ hm2，均位于我国31个省市的第二位，仅低于福建省，分别是全国平均水平的1.84和2.61倍。施用绿肥的面积占年末耕地的比例很低并逐年减少，由2000年1.99%下降到2009年的1.04%。由此可见，近年来广东农业空间碳排放强度的不断上升与其农业化学化水平的提高是密不可分的。从近10年的广东农业各类碳源碳排放占比情况（图2），也可验证这一点。自2000年以来，来自化肥、农药、农膜等三种化学投入品的碳排放量占农业源碳排放总量的比例高达77%以上，尤其是化肥，近10年来一直占据农业碳排放总量60%左右的比例。
3.3 农业投入产出率平稳是单位农业产值碳排放量增幅较小的主导因素
农业投入产出率与单位产值农业碳排放量之间是一种“负相关”的关系，农业投入产出率高，则相应的单位产值碳排放量就低，反之亦然。以2002年为例，由于当年的投入产出率与前一年相比出现较大幅度的提高，农业总产值同比增长了9.4%，这直接使得2002年农业单位产值碳排放强度出现高达9.5%的下降幅度。不过总体而言，其与空间碳排放强度增幅较大相比，2000～2009年广东单位农业总产值碳排放量变化幅度不大，这与近年广东农业投入产出率一直保持在30%以上，未出现明显的波动密切相关。在农业投入加大的情况下，必然导致碳排放量的增加，但由于投入产出率的平稳，使得农业总产值也相应得以增加，所以单位农业总产值碳排放强度基本也就保持在一个稳定值内，没有出现太大的变化。
3.4 农业能源消费结构的高碳化是推动广东农业碳排放增长的另一驱动因素
据调查统计，广东农业生产能源消费中，主要以高碳排放的柴油和火电为主，低碳或零碳排放的天然气及风电、沼气等清洁能源使用占比低。以沼气为例，相对于全国其他地区，广东的沼气推广力度非常弱，据统计，2000年，四川农村户用沼气池就达216.5万户，而广东当年仅为19.2万户，全国排名第12位。至2007年，四川农村户用沼气池达到390万户，而广东仅35万户，全国排名第19位（农业部科技教育司，2008）。
4 广东农业低碳发展面临的主要障碍
4.1 耕地重用轻养，土壤有机碳流失严重，严重制约了广东农业的低碳发展
耕地质量是农业综合生产能力的基础和核心。广东人均耕地面积小，土地强化利用上比较明显，农作物复种指数高达230%以上，特别是蔬菜、甜玉米等长期连作，农作物秸秆还田由于季节紧而不断减少，收割季节秸秆焚烧现象随处可见。如前所述，广东化肥、农药、农膜等农业化学品使用强度大（表3），尤其在珠三角，耕地化肥施用量为900 kg/hm2，是全国化肥平均施用量的3倍多，远远超过国际安全标准；同时，化肥又偏施氮素，钾肥施用量明显不足，有机肥施用更是逐年减少；农药使用不规范，农药残留超标严重。这种耕作方式、方法直接导致土壤有机碳的严重流失与碳排放量的不断增大，并带来严重的土壤污染与农产品安全问题。目前广东省耕地60%以上为中低产田，据全省土壤地力监测点调查结果显示，在260个监测点中施入农田的有机养分仅占肥料养分总量的15%，低于全国平均25%的水平，比合理的施用比例40%少25个百分点，导致53%监测点农田有机质含量下降；全省耕地缺磷面积达15%，缺钾面积达66%（梁友强等，2009）。此外，由于广东高温多雨的气候条件病虫害发生频繁使得高毒农药屡禁不止，严重污染了农业生态环境，农产品农药残留超标严重，食用蔬菜的农药中毒事故时有发生，每年全省蔬菜农中毒人数都有数千人之多（黄玩群等，1998）。
4.2 农业生产资金投入不足，缺乏制度保障与引导，不利于广东农业的低碳化转型
自2000年以来，广东农业产值占GDP的比例一直处于10%以下的水平，因此，全省从上而下对农业发展不够重视，公共财政的涉农支出严重不足，特别是县乡基层财政支农资金匮乏。虽然近年来农业投入比例有所增长，但增长速度明显低于政府财政总支出的增长速度（图3）。加上，广东在整合使用财政支农资金体制上存在不少问题，影响了支农资金整体使用效益和政策效应的发挥。以耕地质量建设投入为例，各级政府每年投入上百亿元资金用于农田基础设施建设，但在培育地力、改善耕地质量建设方面长期欠账，基本没有专项扶持资金。广东省政府从2005年起，在省、市、县三级耕地开垦费总额中提取10%，设立耕地开发整理项目地力培育专项资金，专门用于易地开发新垦耕地。但由于该专项资金额较少，受益面窄，难以达到持续培肥新垦耕地地力的目标。此外，农户进行低碳生产缺乏相关的制度保障与指引，农业企业基于自身利益考虑更不可能自觉地从事低碳生产。目前政府出台的一些节能减排制度都仅适用于在工业生产方面，真正与农业低碳生产相关的激励和惩处制度还很少；农村金融对“三农”贷款支持面窄、金额少，近年来广东的涉农金融资金占金融机构贷款余额不足2%，难以产生金融直接支持“三农”的规模效应。因此 广东农户在农业生产中的“短视”行为比较明显。
4.3 现行的农业生产技术体制制约低碳农业的发展
技术创新是提高能源技术效率和经济效益的核心手段，但从总体而言，由于对农村建设资金投入不足，农村能源技术未能得到足够的重视与推广，村民们很少有及时广泛地接触与使用新技术的机会，并缺乏正确利用的有效引导。据2007年广东省农业科学院科技情报研究所对“广东公共财政向农村倾斜的投入机制”的研究数据显示，全省每万人拥有的农村专业技术协会会员数平均才32人，东西北地区由于经济落后财政紧张，平均拥有的专业技术人员才26人。以农业生产节水技术为例，由于节水节能农业技术的开发、推广经费投入不足，近年来广东农业有效灌溉面积以年均1.5%的速度逐渐缩减。这种状况严重制约了广东节能节水低碳高效农业的发展。在地力的改良培育技术方面，目前广东还相当落后，基本上是20世纪80年代以前的技术，相当部分已不适用于当前农户分散经营及高投入、高强度利用的特点。之前的一些行之有效的耕地培肥措施，如秸秆还田、冬种绿肥、犁冬晒白等技术措施逐年减少，加速了土壤质量退化。在新能源技术方面，地方政府除了对沼气、太阳能的建设使用稍有补贴外，其他新型能源设施如省柴灶、太阳能灶等的推广建设鲜有出台相关的优惠政策，不少地方省柴、节煤、节能的新技术远未普及，最终导致农村能源利用效率整体低下。
5 广东农业实现低碳化发展的主要路径
5.1 改进耕作方式，降低农用化学品的施用强度，提高土壤固碳水平
第一，转变传统耕作方式，实行保护性耕作。对农田生态系统而言，耕作是破坏土壤有机碳稳定性、加速土壤有机碳分解的重要原因。因此，广东在农业生产中应改变广泛使用需要耗费大量化石燃料的农业机械的耕作方法，通过保护性耕作和机械化的免耕覆盖模式等耕作方法，增强土壤有机质，加强土壤的固碳作用。第二，提高化肥、农药等高碳型生产资料的利用效率，降低施用强度。过度的高碳型农业生产资料投入，是广东农业逐渐丧失碳汇功能而成为碳源的主要原因，因此，广东应全面推广运用测土配方施肥、平衡施肥等施肥新技术，根据土壤特征选择最优的配肥结构，推进合理施肥，减少单质肥料用量，提高化肥利用率；采取生物控制、物理诱杀及选用高效低毒农药，引导农民科学施药，由此提高化肥、农药等高碳型生产资料的利用率，减少施用强度，并逐步增加有机肥、生物农药等低碳绿色生产资料的使用比例，促进土壤养分平衡，有效遏制土壤有机碳的流失与温室气体的排放。
5.2 加强开发推广农业节能减排技术和低碳能源，降低农业能耗碳排放强度
一是加强开发推广农业节能减排技术，提高能源利用效率。据相关研究显示，广东省农业机械化与农业生产呈显著的正相关,农业机械总动力每增加1%，粮食产量将增加0.35%（李海明，2010）。可见，推进广东农业机械节能技术，提高能源利用效率，对广东实现农业低碳生产的意义重大。而广东现有的技术水平决定了农业生产过程中使用的能源主要为化石能源，因此，要实现现代农业的低碳发展必须大力研发推广先进的节能降耗型、生态环保型农业技术，创新能源技术，提高能源利用效率和开发利用清洁能源，才能降低能源消耗、减少碳排放。二是大力开发利用农村可再生能源，优化农业生产能源消费结构。目前广东农村许多地方仍以秸秆、薪柴等初级能源作为生活的主要燃料，能源利用效率仅为25%左右。因此应当积极推进农业废弃物的资源化利用，提高生物质能源的使用效率。首先，以秸秆、禽畜粪便及其他农林废弃物为加工对象，形成以“政府主导、农民主体、多元筹资”的投入机制，大力发展沼气能源。第二，结合区域特点，发展太阳能、小风电和微水电等农村可再生能源，提高低碳能源在广东农业生产和农村生活中的使用比例。第三，逐步发展清洁煤及其他清洁燃料技术，减少农业碳排放。
5.3 优化农业种植结构，因地制宜开发绿色农产品及农业生态旅游业
一是在确保农业生态安全的前提下，充分发挥各地的耕地资源优势，合理利用耕地，科学调整、优化农业种植结构，逐步实现农业生产向低碳化转型。在调整农业种植结构中，应以市场为导向，因地制宜发展具有广东特色和竞争优势的南亚热带水果、蔬菜、花卉等作物，建设优势农产品产业带，全面提高农产品质量和效益。总的原则是利用优质耕地种植产值较高的蔬菜、香蕉，利用丘陵旱坡地发展水果、花卉，加大力度改造中低产田，积极发展粮食生产，并将部分污染耕地改种花卉苗木，全面提升生产效益（林碧珊等，2008）。二是积极开发低碳生态农业的终端产品-绿色食品，推进农产品清洁生产、节约生产、安全生产。一方面，根据国际和国家有关标准，结合各地的情况，制定和完善绿色食品生产、管理标准和加工操作规程；另一方面，对大宗农产品实行无公害化生产，调整优化升级农村产业结构和产品结构。三是发展休闲观光旅游农业，减少农作物的碳排放量。农业不仅具有食品保障功能，而且具有原料供给、生态保护、观光休闲等多种功能。发展休闲、观光旅游农业，可以促进农村生态环境的改善，提高农作物的减碳、固碳能力。
5.4 各区域之间逐步推行低碳农业生态补偿机制
低碳农业倡导推行清洁生产，其根本任务就是在保障农产品安全、生态安全和能源减量化的同时，提高农业综合经济效益，向全社会提供能满足需求的绿色农产品。因此，其生产过程表现出典型的正外部性特征，其提供的产品具有公共产品的一般属性。因此，在广东各区域之间必须建立一个合理的低碳农业生态补偿机制，对低碳农业生态产品和生态服务支付适当的补偿费用，以推进农业向低碳方向转型发展：通过向低碳农业经营者支付生态保护、生态修复、生态发展的直接成本和机会成本，激励人们改变高消耗、高污染的传统农业生产方式，采用低碳生产方式，以达到保护和改善农业生态环境、增强农业生态服务功能，提高农业综合效益的目的，最终实现农业经济效益、社会效益和生态效益的统一（严立冬等，2010）。
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【关键词】综合污水处理；生活污水；医院污水；工业污水；污泥处理
目前我国正处在经济高速发展的时期，城市建设的步伐加快，城市污水排放量增大，在这种背景下，合理地开发适合城市综合污水处理的技术和工艺，不仅能缓解城市水资源短缺的现状，并能维护生态环境，将对人类社会和经济具有深远的历史意义及现实意义。
一、城市综合污水处理的概念
城市综合污水是指纳入城市排水系统的生活污水、医疗污水和工业废水的混合污水。污水直接排入自然河流，污水中的氮、氨氮、阴离子表面活性剂等有机污染物以及种类繁多的各类重金属会污染河流。随着经济社会发展较快，许多地方治污规划滞后，市政设施薄弱，无生活污水处理系统，在人口密度大的地区，河流污染愈趋严重，河流的稀释净化作用已大为削弱，超出了河流的自净界限。
近几年来，伴随着科学技术的不断提高，污水处理工艺有为较大的发展，城市综合污水先经过初步处理或二级生化处理，处理后城市污水的主要污染物为氮、磷等物质，然后再利用污水处理系统对它进行深度处理。一级处理主要是去除污水中呈悬浮状态的固体污染物，方法有格栅、沉淀、沉砂、油分离、气浮等。二级处理目的是大幅度去除污水呈胶体和溶解状态的有机性污染物质，目前常用的处理方法为活性污泥法和它们的改良型，如缺氧好氧生物脱氮除磷法、缺氧-厌氧-好氧-生物脱氮除磷法、序批式活性污泥法、吸附生物降解法、氧化沟法、生物模法等。这些工艺的特点是促使化学需氧量（COD）、生物需氧量（BOD）、酚等有机物进一步降解。为了更好地去除污水氮和磷，又进一步研制了除磷脱氮技术。其特点是利用优势菌种（主要为聚磷菌）在缺氧-厌氧-好氧处理过程中（特别在好氧过程中）需要大量吸气氧以供生长的原理，从而降低污水中磷氮含量，使污水在这一过程中达到三级处理，最终使综合污水达到国家排放水体的标准，所剩污泥可以进行浓缩、消化、脱水、堆肥或家用填埋而最终处置。
二、城市综合污水处理的分类
由于污水种类繁多，性质各异，故各污水处理策略上也有很不相同。
1、生活污水
通常以城市生活污水为主的污水处理，只需经过一级处理与简单的二级处理即可达到城市中水使用的要求，可以满足工业循环冷却和家居如厕所等到用水的要求，达到以膜生物反应器污水处理技术最为突出。膜生物反应器是指将膜分离技术中的超微滤技术与污水处理中的传统活性污泥的二次沉淀池进行固液分离，达到去除悬浮物、细菌及大分子有机物的目的。采用复合式膜生物反应器工艺对污水处理中的脱氮除磷性能进行研究，结果表明经过膜生物反应器处理过的污水水质完全符合建设部颁布的《生活杂用水水质标准（CJ25-1-1989）S 要求。
2、医院污水
医院污水是医院或其它医疗机构在诊治、预防疾病过程中产生的一类废水，具有潜在传染性和急性传染性。其中含量有多种微生物和传染病原，如艾滋病、乙肝、丙肝、伤寒、痢疾、结核杆核菌等病毒，被列为国家HW01号危险污染物，如不经处理直接外排，病菌将通过水、土壤和大气传播，对人体造成威胁。此类污水经污水处理厂二级处理后，水质已经改善，细菌含量也大幅度减少，但细菌的绝对数量仍很可观。因此，医院污水以病毒细菌危害为主，应将消毒作为主要处理手段。
目前，医院污水的消毒处理方法主要有氯化物消毒剂消毒法、过氧化物消毒剂（过氧化氢、过氧乙酸、臭氧和二氧化氯）消毒法、紫外线辐照消毒法等。
3、工业污水
工业污水的水中由于含有大量的金属离子，如汞、铬、镉等，以及碱、硫化物和盐类等无机物而显出独特的颜色，污染性很强。如果工业污水直接进入水生态系统中，微生物不但不能降低重金属的浓度，相反还能富集、放大其效应。据研究表明，重金属进入生物体后，能积累在某器官中造成累积性中毒，最终危害生命。
污水中污染物有的恶化水质，危害水生物，危害农业；有的使人慢性中毒，破坏人体的正常生理过程，其中重金属对人体危害最大，甚至致癌。然而工业污水无机物构成千差万别，因此，对工业污水的有效治理，需要因地制宜，具体情况具体分析，以适宜的水处理技术与具体的工业碱污水处理设备相结合，才能有效地降低工业污水中的毒害元素。最为有效的方法为工厂内将污水直接净化，即直接在工业厂房或其附近采用有针对性的污水处理方法。现在，工业污水的直接净化技术是国家节能减排战略中非常具有生命力的前沿技术。
4、污泥处理
污泥是污水处理后的附属品，是一各特殊垃圾，是一种由有机残片、细菌菌体、胶体等组成的极其复杂的非均质体。随着我国污水处理量和处理率的提高，污泥的处理量也日趋增大，如果不及时以妥善处理和处置将造成堆放和排水区周围环境严重的二次污染。目前污泥的处理方法主要有：
（1）卫生填埋
该方法操作相对简单，投资费用较小，适应性强，但是侵占土地严重，存在潜在的土地污染和地下污染，缩短填埋场的使用年限。
（2）污泥农用
该方法投资少，能耗低，有机部分可转化成土壤改良剂成分。但是直接农用存在重金属污染和病原体、难降解有机物对地表水和地下水的污染。
（3）污泥焚烧
该方法能彻底无害化，杀死病原体，最大限度地减少污泥体积。但需要的设施投资大，处理费用高。添加燃烧会产生剧毒物质。
（4）污泥堆肥
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关键词：抗旱造林；菌根菌；共生体
中图分类号：S728.2；S718.521
文献标识码：A
文章编号：1671-3168（2012）05-0031-06
随着全球气候干旱问题的日益突出，抗旱造林技术得到了迅猛发展。尤其是“径流林业”和“土壤水分植被承载力学说”的诞生，促使人们从一个崭新的角度思考旱区林业的可持续发展问题［1-5］。该理论和技术针对旱区降水稀少而蒸发强烈的实际情况，积极倡导人工集水、高效蓄水、持续用水、合理构建群落结构等新理念及新举措，在提高水分利用效率、改善造林效果、维持群落稳定性的同时，还要防止林地土壤水分衰退。然而，其中所用化学试剂的环境效应还有待评价，某些措施成本较高，作用单一问题也急需解决。因此，只有不断挖掘环境友好、成本低廉、效果显著的抗旱造林技术措施，才能进一步提升、完善径流林业理论和技术体系。另一方面，旱区造林面临的又一个重要障碍就是土壤瘠薄。实践证明，植物—菌根菌共生体是缓解干旱缺水、土壤贫瘠双重环境胁迫的有效途径之一。
所谓植物—菌根菌共生体，是菌根菌通过侵染植物根系而与植物形成的互利共生关系体，它不仅可以固氮培土、提高植物水分吸收利用能力和生态适应性，而且具有无污染、成本低、作用多等优点，在抗旱造林中具有广阔的应用前景［6-17］。然而，关于植物—菌根菌共生体的研究多以草本植物和豆科植物为对象，且在农业中应用较多［6-9，11-12］，而对于林木—菌根菌共生体及其在林业中的应用研究则较少［10，15，17-18］。为此，本研究期望通过植物—菌根菌共生体在抗旱造林中作用机制的综合论述，为旱区林业理论和技术体系的不断发展提供一些参考。1共生体提高植物吸收利用水分能力的作用
1.1共生体提高植物对水分的吸收能力
共生体能够提高植物对水分的吸收能力，一方面主要是通过扩大根系吸收水分的面积，即增加根系和根毛数量并利用菌丝网和菌套吸收水分，另一方面是通过降低根系的水势以及共生体和菌丝较强的吸水能力提高对土壤水分的吸收。对樟子松的研究表明：菌根化苗木比普通苗木在苗高和地径上均高出37%以上，其原因是普通苗自生根至起苗期间，苗木始终根系细弱、短小，难以从干旱瘠薄的土壤中吸收足够的养分和水分来供自身生长，因此苗木瘦小；而接种菌根菌的苗木，由于幼苗根上的菌根菌有外延菌丝，它的数量和长度远远超过根毛，有的根上虽无菌丝却有菌套，所以有菌根的直径均比无菌根的直径大得多，因而，有菌根苗木的根系同土壤的接触面积大，吸收功能强，苗木的长势相对粗壮。同时，接种菌根菌的苗木成活率高出普通苗18%～30%，比草炭土对照苗也高，其原因在于有些菌根真菌能耐干旱，在干旱条件下仍能与樟子松形成菌根，利用真菌的外延菌丝数量大、长度长的优势，从远距离或深处吸收水分和养分，以保持樟子松苗木在干旱条件下不致于干枯［18］。Dakessian等［19］研究了土壤水分状况与菌根植物生长之间的相关关系，发现AMF（ArbuscularMycorrhizalFungi，丛枝菌根真菌）通过增加土壤束缚水的含量促进植物生长；Bethlenfalvay等［20］发现，AMF能够在低于土壤永久萎蔫系数的水势下从土壤中吸收束缚水；唐明等［21］和陈辉等［22］接种菌根真菌于杨树苗木，促进了苗木的水分吸收，提高了树皮的相对膨胀度，在水分胁迫条件下形成菌根的苗木净光合速率的水势补偿点比对照苗木推迟2～3d；Levy等［23］研究证实，干旱条件下菌根真菌可促进柑桔对水分的吸收。林业调查规划第37卷第5期袁思安，等：林木—菌根菌共生体在抗旱造林中的作用机制
从上述情况可以看出，菌根真菌可以从多方面提高植物对水分的吸收，一方面提高林木自身吸收水分的能力，另一方面通过菌丝和共生体辅助提高林木对水分的吸收，最终起到抗旱防缺水的目的。
1.2共生体提高植物对水分的利用效率
植物在干旱条件下，除了提高植物对水分的吸收外，另一种方式就是提高已吸收水分的利用效率和储水量，即被菌根菌侵染的植物可提高自身对水分的利用效率。汪洪钢等接种菌根真菌于绿豆，使宿主积累1g干物质所需水分为未接种的50%［12］，共生体固氮作用提高了土壤、植物持水力以及水分利用系数［24］。另外，共生体和菌根菌对土壤的改善，可提高土壤的蓄水保墒能力，从而提高植物的水分利用效率。2共生体提高植物养分吸收能力的作用
对植物的生长起重要作用的因素除了水分以外，N、P等营养的供应是最重要的。在干旱条件下，植物对养分吸收的增加可促进植物对水分的吸收，提高植物干物质的累积，在一定范围内起到生态因子的互补作用，缓解水分缺乏问题。根瘤菌、弗兰克氏菌（放线菌）、丛枝菌根真菌等均可为植物提供氮素，提高土壤氮素含量和其它可溶性养分含量，促进植物对磷和其它一些矿质元素的吸收，并且明显地改善土壤的理化性质，增加有机质、降低土壤容重和通气率及促进营养的转化［25-27］。
氮是植物第一必需的大量元素，也称生命元素，因为氮对植物生长是生死攸关的，它是蛋白质、叶绿素、核酸、酶等重要生命物质的组成元素，也是构成植物结构的组成元素［28］。在贫瘠和缺氮的土壤中生物固氮成为解决这一问题的重要途径，菌根菌或其根瘤具有固氮功能并为植物提供氮素，调节能量和物质循环［29-32］。放线菌Frankia能在沙棘根部形成根瘤，通过固氮作用改善沙棘的氮素营养状况，促进苗木的生长［33-35］。另外，在土壤腐生情况下一些自由生活着的Frankia菌也可以固氮［36］。共生体固氮量可以解决宿主自身需氮量的70%～90%，因此可不依赖土壤供氮能在贫氮土质岩石上生存［37-38］。
除了固氮外，接种适宜的菌根真菌能够提高土壤养分的有效性，使难于被吸收利用的养分变得易于被吸收利用［18］，增加宿主植物对N、P及其它矿质营养的吸收［22，39-40］。放线菌Frankia可以固氮，可以增加植物对N素的吸收，但是对P的吸收能力较差，AMF恰好能在贫瘠的土壤中增加植物对P和其它微量元素的吸收，接种VA菌根菌可显著地促进植物对土壤P素的吸收［41］。磷对结瘤植物的作用是多方面的，高磷水平不仅刺激了根瘤数目、大小和根瘤干重的增加，也提高了固氮酶活力，进而改善植物的生长状况［42］。宿主对土壤磷素养分吸收利用的改善，可促进吸收水分，提高宿主的相对膨胀度，净光合速率的水势补偿点比对照推迟2～3d［22，40］，改善的原因可能是水分胁迫条件下，随着AMF菌丝内碱性磷酸酶活性的提高，改善宿主磷素等营养物质的交换吸收能力，沙棘苗木鲜重增加，萎蔫系数降低，最终提高了宿主林木的抗贫瘠能力和抗旱性［43］，但不同AMF对宿主林木促生和抗旱性的影响不同。以上对N、P的吸收和其作用体现了生态因子的综合作用及互补性。3共生体提高植物生长物质合成能力的作用
菌根菌或菌根可改善植物体内生长物质合成过程，促进生长而提高植物自身的抗旱能力。一方面是调节植物体内的激素水平。Moser研究表明，菌根菌能够产生多种植物生长调节物质，对宿主植物的生物生长产生促进作用［44］；范俊岗［45］指出刺槐根际产生的IAA要多于杨树，说明菌根菌可提高植物的促进生长类激素以促进植物生长，进而提高植物的抗旱性。另一方面则是提高植物体内的氨基酸含量。植物对氮素吸收的提高，可增加植物体内尿囊酸的含量和向上的运输。杨梅、沙棘和赤杨3种放线菌结瘤植物根瘤、根部有机氮化物的组分中都含有占总有机氮化物50%以上的尿囊酸，说明在它们的根瘤中合成了大量的酞胺，同时，3种植物结瘤植株的茎木质部提取物中也含有大量的尿囊酸，表明根瘤将其合成的酞胺向植物地上部位运送，3种植物的根瘤还将其合成的特定的氨基酸及酞胺向地上部位转运［46］，尿囊酸含量的提高可促进氨基酸的形成和转化，而且菌根根系中游离半光氨酸、精氨酸和酷氨酸的总量及占游离氨基酸的比例（13%）均高于无菌根根系（3%）［47-48］，范俊岗［45］发现刺槐根面及根际土中有着高于杨树194%和25%的氨基酸。以上这些生长物质的增加可促进植物的生长并进一步提高植物的抗旱能力，体现了生态因子的互补作用。4共生体提高植物生理生化机能的作用
在逆境条件下，植物体会做出生理反应，而抗逆性较强的会增加一些有利的物质而消除不利的物质以减轻逆境带来的损伤。在共生体中，不只是植物去抵抗逆境条件，还有菌根菌及其共生体共同抵御逆境条件。
植物代谢活动中，不可避免地产生了具有极强氧化能力的活性氧，它们是引起植物组织伤害的重要因素。在正常情况下，植物体内的保护系统可清除这些物质，而在逆境中，植物的这些清除机制会受到阻碍，导致活性氧积累而引起伤害［49］。然而，干旱胁迫条件下，随着AMF侵染率的增加，沙棘叶片的超氧化物歧化酶（SOD）活性增加，膜脂过氧化产物丙二醛（MDA）含量和细胞质膜相对透性（RP）降低，AMF侵染率较高的植物体内SOD活性维持较高水平，可有效清除宿主植物体内因干旱胁迫而积累的超氧自由基，降低MDA含量和细胞质膜相对透性，减轻膜脂过氧化造成的伤害程度，增强了植物的抗旱性［50］。Ruizlozano等［50］发现在良好供水条件下，接种处理与对照植株茎内的SOD活性无差异，而干早胁迫后莴苣的Glomusmasseae和G.desenticola接种株SOD活性分别增加98%和128%。接种AMF可提高宿主植物的抗旱性，高侵染率的植株该效果更为明显。双接菌VAH+HR16后，接菌植株的株高、地径、鲜重、叶绿素含量和净光合效率分别比对照提高了42.25%、33.52%、198.56%、43.33%和17.44%；接种放线菌的植株叶绿素含量和净光合效率分别高出对照34.26%和9.69%，这对于促进沙棘的生长、延缓叶片的脱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，在干旱条件下病虫害较多，且植物抗病虫害能力因干旱而相对较差，且病虫害的影响反过来也使植物的抗旱能力下降并影响到植物的生长。而菌根菌在一定程度上会减轻病虫害的危害程度［21，53］。固N菌和菌根菌具有的生防功能是联合共生体促进宿主植物生长的另一原因，菌根的侵染改变了根系的形状及生理和生化性状，限制了病原菌的侵染［54］。而且，放线菌能够分泌一些抗生素来达到生防的目的［55］，VA菌根真菌可产生抗生素，增强植物根系抗土传病害的能力［44］。5共生体双方的多样性及其作用
这里所说的多样性应该包括植物的物种多样性、菌根菌的物种多样性以及二者之间相互作用方式的多样性，而这些丰富的资源和作用方式使自然和人工选择抗旱性较强的共生体成为可能。放线菌植物与Frankia菌之间的共生体关系所表现出独特广泛生态适应性的一个重要原因，就是它们双方都存在着多样性。Nickel等［17］认为，只有放线菌植物—Frankia菌形成的共生体才具有强大的生态适应性和抗逆性，表明共生体植物具抗旱能力，根瘤中含有优势菌种的抗旱能力更高。正是宿主植物和共生菌遗传多样性产生多种组合，才奠定了它们的生态多样性，表现出对生境的广泛适应性和抗逆性。放线菌结瘤植物包括沙棘在内，所以誉为先锋植物，都以宿主植物和Frankia菌遗传多样性为基础，共生体相容性完美结构与功能的结合，以固氮相连了生命所必需的C—N循环，实现了拓荒者在荒漠上生存发展的基本要素和条件［56］。此外，多种不同功能的菌根菌的联合增效作用也使共生体中植物的抗旱能力更强，可能是长期协同进化、彼此协调、功能互补的结果［30，52］。我国三北地区荒漠化、干旱、半干旱黄土高原，生态极度脆弱的主要原因是贫肥、缺水，而生物的多样性使这些地方不在没有生机。因此，菌根为共生双方提供了更加广阔的生存和发展的可能性［57］。6小结
上述菌根菌共生体的作用不是孤立的，而是相互联系、相辅相成、综合作用的结果。而且，同一林木根际、根系上不同菌根菌之间也不完全是孤立的，也存在着联合增效作用。这些特性也使得共生体的作用具有多重性和综合性，因而在抗旱造林中具有不同于其它造林方式的优势。
1）没有菌根菌的植物抗旱能力以林木为主，而菌根菌与之形成的共生体的抗旱能力则以共生体为主，菌根菌或共生体通过促进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）没有菌根菌的情况下，土壤生态环境的改善依靠林木，而共生体在林木改善土壤生态环境的同时，可通过菌根菌和菌根加快改善土壤生态环境和土壤肥力。沙棘使土壤含氮量大幅度提高，除共生体固氮和枯枝落叶外，还与沙棘须根不断地快速更新死亡，老瘤块腐烂，生活着瘤瓣对土壤分泌有关［57］。
3）菌根菌与之形成的共生体可促进林木对养分的吸收，改善植物内部生理生化环境（如渗透势、离子浓度、激素水平、氨基酸等有机物质浓度等），减轻病虫害。
4）具菌根树种与无菌根树种混交，有利于改善无菌根树种的生长条件。樟子松、紫穗槐形成的混交林，种间关系和谐，互补性强，可形成长期稳定的群落关系，紫穗槐有根瘤菌，可增加土壤肥力，促进樟子松生长，同时对沙区多种病虫有抑制作用［58］。另外，其不仅体现在抗旱的综合作用中，还体现在综合抗逆性中［44，57］。因此，其应用和推广不仅能提高抗旱造林的效果，而且起到事半功倍的效果。
然而，虽菌根菌的应用前景喜人，但也存在很多问题有待解决，如抗旱性强的优良菌株和苗木的选择、多种菌根菌协同增效作用的研究和利用及抗旱机理等问题。
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