土壤学总结范文
时间：2023-12-01 17:21:15
土壤学总结篇1
关键词 耕地；土壤养分；施肥建议；江苏响水
中图分类号 S158.2 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）19-0246-02
Analysis on Soil Nutrient Status of Cultivated Land in Xiangshui County
ZHOU Cai-liang LIN Yu-juan
（Xiangshui Soil and Fertilizer Management Station in Jiangsu Province，Xiangshui Jiangsu 224600）
Abstract 5 366 soil samples of 0～20 cm farmland were collected in Xiangshui County，the soil organic matter，total nitrogen，available phosphorus，available potassium，pH value，soluble salt were analyzed.The results showed that：In Xiangshui County，the content of soil organic matter was low and distributed uneven，the average content was 15.2 g/kg；the content of total nitrogen in soil was higher，the average value was 0.92 g/kg；the content of available phosphorus in soil was higher，the average value was 14.0 mg/kg；soil available potassium content was high and distributed uneven，the average value was 98 mg/kg；soil soluble salt content decreased significantly，the average value was 0.43 g/kg；soil pH value was 8.10 on average，it belonged alkaline soil；problems existed in fertilization bining the crop cultivation types，soil nutrient status in Xiangshui County，corresponding fertilization recommendations were put forward.
Key words farmland；soil nutrient；fertilization recommendation；Xiangshui Jiangsu
响水县总面积1 461 km2，农业区土地面积10.29万hm2，其中耕地面积4.85万hm2，园林地2.96万hm2，人均耕地0.08 hm2。农作物播种面积在9.28万hm2左右，其中粮食种植面积6.05万hm2（2008年《响水统计年鉴》），为全国商品粮生产基地县。因此，响水县对耕地质量的要求就显得十分重要，而土壤养分性状与耕地质量之间关系密切，为此，笔者借助于2009年国家部级测土配方施肥项目实施大好时机，对响水县土壤养分状况进行完整而又系统的调查、整理和分析，并与1984年第二次全国土壤普查结果相比，从中找出差异，以便于纠正响水县农民在施肥上的一些误区。
1 材料与方法
1.1 土壤样品采集
2009年9月，根据全县基本农田分布情况，1 hm2左右采集1个土样，共采得0～20 cm耕层土样5 366个。根据测土配方施肥项目要求采集土样，选择有代表性地块先对地块所属农户用肥情况进行调查和GPS定点，按“S”形线路分20个点用专业工具采集土样，土样经过初步混合四分法留下土样1.0 kg，土样经过室内风干、研磨、分级过筛后装入塑料袋以备后用。土样分布情况见表1。
1.2 化验方法和数据整理
按照《2009年江苏省测土配方施肥补贴项目实施方案》要求，对土样化验采用方法：有机质采用油浴重铬酸钾氧化-容量法；全氮采用凯氏蒸馏法；有效磷采用碳酸氢钠浸提，钼锑抗比色法；速效钾采用醋酸铵浸提，火焰光度计法[1-2]；水溶性盐分采用电导率法；pH值采用电位法。每批次化验样品都带入标准样品，且每个样品设3次重复化验，要求标样结果在质量控制线范围内的，同批次土样化验结果取平均值计算各项指标数据，经数据登记和整理后录入电脑。
1.3 土壤养分分级标准
利用响水县耕地资源管理信息系统，将响水县耕地地力等级进行分级（表2）。
2 结果与分析
2.1 土壤有机质
1984年全县583个土壤样品分析表明（表3），土壤样品有机质平均含量为（9.3±2.9）g/kg，从全县土壤有机质频率分布来看，出现频率最多的含量为6.0～10.0 g/kg，在这一含量范围内的样品占全县样品总数的58.66%，土壤样品有机质含量一、二级，即大于12.0 g/kg 的土壤样品占这次化验样品总数的24.36%，土壤样品有机质含量三、四级，即6.0～12.0 g/kg 的土壤样品占这次化验样品总数的75.64%，可见总体有机质储量不足；2009年土壤样品有机质平均含量为15.20 g/kg，出现频率最多的含量是15.0～21.5 g/kg土壤样品，占这次化验样品总数的42.10%，土壤样品有机质含量一、二级，即12.0～21.5 g/kg的土壤样品占这次化验样品总数的74.4%，土壤样品有机质含量三、四级，即6.1～12.0 g/kg的土壤样品占这次化验样品总数的25.6%，有机质含量明显在提高，2009年相比1984年有机质平均值提高了63.44%。从响水县土壤有机质增加的趋势，分析认为响水县农业重视了秸秆还田等有机肥的投入。
2.2 土壤全氮
土壤氮素分为无机氮和有机氮，因为存在的形态不同，所以作用也不尽相同。土壤中氮素绝大部分为有机的结合形态，也就是氮素大部分是土壤有机质的一部分，有机质中氮素含量相对固定，因此土壤有机质与全氮含量有一定的线性相关性[3]。
从表4可以看出，1984年响水县耕地土壤583个样品中，全氮含量为0.52～1.10 g/kg，平均值为0.69 g/kg。从全县土壤样品全氮频率分布来看，出现频率最多的含量为0.52～0.60 g/kg，在这一含量范围内的样品占全县样品总数的60.6%，即四级，土壤样品全氮含量三、四级，即0.52～0.80 g/kg的土壤样品占这次化验样品总数的77.8%，土壤样品全氮含量一、二级，即0.81～1.10 g/kg的土壤全氮样品仅占这次化验样品总数的22.20%，可见总体储量全氮不足；2009年响水县耕地土壤5 366个样品中，全氮含量为0.52～1.10 g/kg，平均值为0.92 g/kg，出现频率最多的含量是1.00～1.10 g/kg土壤样品，占这次化验样品总数的40.10%，土壤样品全氮含量一、二级，即0.81～1.10 g/kg的土壤样品占这次化验样品总数的70.4%，土壤样品全氮含量三、四级，即0.52～0.80 g/kg的土壤样品占这次化验样品总数的29.6%，全氮含量明显在提高。2009年相比1984年土壤全氮平均值提高了33.33%。从响水县土壤全氮逐渐增加的趋势，分析认为农业上重视了秸秆还田等有机肥的投入，同时也加大了氮肥的投入。
2.3 土壤有效磷
磷素是作物营养三大元素之一。增加土壤中磷素营养，是作物高产优质的基础，磷可以提高作物抗性。此外，良好的磷素营养环境，还能促进土壤中固氮生物的繁殖和固氮作用，从而提高土壤肥力。
从表5可以看出，1984年全县583个土壤样品分析表明：土壤有效磷平均含量为（4±2）mg/kg，土壤有效磷含量低于5 mg/kg出现频率84.7%最高，低于5 mg/kg属于四级；其次是6～10 mg/kg，占化验样品总数的13.1%，属于三级。2009年全县大田耕层土壤有效磷含量在4.4～37.9 mg/kg之间，平均值为14.0 mg/kg，土壤有效磷含量10～15 mg/kg出现频率最高的是48.58%属于二级；其次是土壤有效磷含量高于15 mg/kg占样品总数的30.02%，属于一级；再次含量是5～10 mg/kg，占样品总数的17.89%，属于三级。从响水县土壤有效磷含量逐渐增加的趋势反映出对磷肥投入的重视。
2.4 土壤速效钾
钾在作物体内能促进酶的活性，增强光合作用，促进糖的代谢，促进蛋白质的合成，增强植物的抗逆性。土壤速效钾含量高低对农作物的生长发育具有重要影响，了解其变化对指导农业生产有着直接的作用。
从表6可以看出，1984年全县1 147个土壤样品分析表明，土壤速效钾平均含量为84 mg/kg，出现频率最高的三级含量50～100 mg/kg占样品总数的44.7%，其次是含量30～50 mg/kg，即四级，占样品总数的28.2%。2009年土壤样品化验分析，全县土壤速效钾含量平均为98 mg/kg，范围在25～342 mg/kg之间，出现频率最高的三级含量50～100 mg/kg占样品总数的45.1%，其次含量100～150 mg/kg为二级，占样品总数的22.3%。将2次化验的结果按照1984年第二次土壤普查速效钾的划分标准，分成一、二、三、四、五级对照来看，2009年土壤速效钾平均含量相比1984年提高了16.7%。从响水县土壤速效钾的变化反映出农业上合理使用钾肥。
2.5 土壤盐分
从表7可以看出，响水县土壤可溶性盐分主要来源于黄泛母质和母质长期受海水浸渍。1984年第二次土壤普查时，检测的是耕层全盐含量，根据全县2 824个样品的检测，土壤平均全盐含量0.73 g/kg，其中含量大于1.0 g/kg样品数占比为14%；而2009年检测的是可溶性盐含量，据化验结果统计分析，全县土壤可溶性盐含量平均为0.43 g/kg，范围在0.1～1.8 g/kg，大于1.0 g/kg的样品数仅占全部样品数的11.39%。可见，响水县土壤可溶性盐含量大部分是一级，土壤已基本脱盐。从而反映出响水县农业上注重农田水利建设和合理耕作种植制度。
2.6 土壤pH值
土壤pH值即土壤酸碱度，其不但影响土壤溶液的成分、土壤养分的有效性等，还影响耕地土壤对作物的适应性，它是耕地土壤生产能力的重要属性[4]。响水县土壤pH值平均为8.10，变幅在7.96～8.42，属碱性土壤，和1984年全县土壤平均pH值8.2相比，仅下降了0.1，酸化现象不明显。
3 结论与讨论
（1）响水县耕层土壤有机质含量偏低且分布不均匀。土壤样品有机质平均含量为15.2 g/kg，中等和较缺水平的土壤样本占样品总数的57.9%，42.1%样品有机质含量达较高水平。随着响水县农业生产步伐加快，复种指数提高，农民过量施用化肥，过分追求土地的产出数量，降低了有机肥的投入及用地和养地不协调，从而集中反映在土地质量和农产品品质的下降。在响水县可以选择秸秆还田、种植绿肥和增施农家肥等行之有效方法来增加土壤有机质，从而提高土壤质量[5-6]。
（2）耕层土壤全氮含量较高。全氮含量为0.52～1.1 g/kg，平均值为0.92 g/kg，中等和较高水平的土壤样本占样本总数的70.4%，只有29.6%的样本全氮含量较低。这与农民的施肥习惯有关，重视氮肥的大量或过量投入，未合理搭配科学施肥，导致土壤氮肥过剩，浪费化肥资源，同时，也造成了土壤面源和环境污染。
（3）耕层土壤有效磷含量较高。土壤有效磷平均值为14.0 mg/kg，中等和较高水平的土壤样本占样本总数的78.60%，只有21.39%的样本有效磷含量较低。这仍然同农民的施肥习惯有关，重视了磷肥的大量或过量投入，没有合理搭配科学施肥，导致土壤磷肥过剩，浪费了化肥资源，同时，也造成了土壤面源和环境污染。
（4）耕层土壤速效钾含量较高且分布不均匀。土壤速效钾含量平均为98 mg/kg，中等和较高水平的土壤样本占样本总数的82.4%，只有17.6%的样本速效钾含量较低，这与响水县土壤类型是盐土和潮土有关。
（5）耕层土壤可溶性盐分明显降低。土壤可溶性盐含量平均为0.43 g/kg，全县88.62%耕地面积基本脱盐。随着水旱轮作、秸秆还田面积逐年扩大和农田水利建设大量投入，全县土壤盐分含量明显在逐年降低，基本达到脱盐水平，因为响水县土壤类型为盐土和潮土，所以尚有11.39%耕地面积依然是三级盐分水平。
（6）耕地土壤pH值8.10，呈碱性。土壤pH值平均为8.10，变幅在7.96～8.42，属碱性土壤，与响水县土壤的形成过程有关，石灰性土壤导致了土壤pH值偏高，给农业生产带来不利影响：一是土壤施磷效益降低。由于碳酸钙的存在，使得可溶性的磷酸钙转变为难溶性的磷酸三钙，作物难以吸收利用，降低了磷肥肥效；二是使土壤中锌、硼、钼等微量元素的有效性降低，导致作物缺素。这种情况无法彻底改善，只能通过水旱轮作、秸秆还田、增施有机肥等方法调节。
（7）施肥结构存在问题。农民传统施肥习惯：尿素磷肥是当家肥，不分季节时间只要苗黄弱便施，从众心理严重，农村劳动力减少，劳作的繁重制约了有机肥的投入，因此改变农民常规施肥习惯为精确定量施肥，即测土配方施肥，势在必行。提倡在施用有机肥的基础上控制氮肥、磷肥施用，根据土壤类型适量施用钾肥，根据作物种类施用相应微量元素肥料。
4 参考文献
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土壤学总结篇2
关键词 土壤退化；概况；进展；方向
中图分类号 S158.1
文献标识码 A
文章编号 1000－3037(2000)03－0280－05
鉴于土壤及土地退化对全球食物安全、环境质量及人畜健康的负面影响日益严重的现实，从土壤圈与地圈—生物圈系统及其它圈层间的相互作用的角度研究土壤退化，特别是人为因素诱导的土壤退化的发生机制与演变动态、时空分布规律及未来变化预测与恢复重建对策，已成为研究全球变化的最重要的组成部分，并将继续成为 21 世纪国际土壤学、农学及环境科学界共同关注的热点问题。但是，迄今为止，有关土壤退化的许多理论问题及过程机理尚不清楚，还没有公认的或统一的土壤退化指标和定量化评价方法[1]。因此，及时了解国际土壤退化研究的最新动向，并结合我国实际创造性地开展该领域的研究工作，具有重要的学术价值和现实生产意义。
1 土壤退化的概念
土壤退化 (Soil degradation)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 (Soil quality)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，但尚未导致明显的退化结果。
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 (Global Assessment of Soil Degradation) 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 Olde man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部级土壤退化和 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决策系统等研究方面有了新的发展。国际水土保持学会也于 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，研究各类土壤退化的演变过程及发展趋向和速率，并对其进行模拟和预测；④侧重人类活动（特别是土地利用方式和土壤经营管理措施）对土壤退化和土壤质量影响的研究，并将土壤退化的理论研究与退化土壤的治理和开发相结合，进行土地更新技术和土壤生态功能保护的试验示范和推广；⑤注重传统技术（野外调查、田间试验、盆栽试验、实验室分析测试、定位观测试验等）与高新技术（遥感、地理信息系统、地面定位系统、模拟仿真、专家系统等）的结合；⑥从社会经济学角度研究土壤退化对土壤质量及其生产力的影响。
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 (Benchmark sites)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。
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土壤学总结篇3
关键词：土壤微生物；多样性；DNA；提取技术
中图分类号：S154.3 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2012）23-5253-06
Advances of Total DNA Extraction Technology for Soil Microbial Diversity Research
XIAO Bin，JIANG Dai-hua，LIU Li-long，LIU Quan-dong
（College of Agronomy，Guangxi University，Nanning 530005，China）
Abstract： The influencing factors and application aspects， as well as the potentials and limitations of DNA extraction techniques for microbial diversity analysis were reviewed. Applying appropriate methods to extract microorganism DNA fragment that have right purity and appropriate size from soil were the precondition in soil microbial study on the molecular level， and the subsequent molecular biotechnology operations were all rely on these methods.
Key words： soil microorganism； diversity； DNA； extraction method
土壤微生物多样性是生物多样性研究的一个重要领域，是指其在遗传、种类、结构与生态功能方面的变化，对指示土壤微生物群落的稳定性，在保持土壤质量和生态系统稳定性等方面具有重要意义[1]，是当今国内外关注和研究的热点问题之一。
长期以来，由于研究方法的限制，传统的分离纯化培养技术仅能获得土壤中微生物总种群数的1%左右，而绝大部分微生物目前还不能获得纯培养[2]，未能获得纯培养的微生物才是土壤微生物的主体，因此，有关微生物多样性研究进展不大。
近年来，随着分子生物学技术的发展和研究手段的更新，基于土壤微生物群落总DNA的现代微生物分子生态学研究方法避免了传统分离培养方法的缺点，被广泛应用于土壤微生物群落结构、功能以及动态监测研究[3]。因此作为微生物群落分子分析方法的基础，最重要的一步就是从土壤样品中尽量毫无偏差地提取出高质量的、具有代表性的微生物总基因组DNA。关于土壤微生物DNA提取方法的报道很多[4，5]，然而这些方法主要侧重于土壤中的细菌群落，很少关注土壤中真菌群落总基因组DNA的提取方法及其提取效果。另外，细胞裂解不完全、DNA分子吸附在样品基质颗粒的表面、从样品中同时提取了某些重要酶的活性抑制剂、DNA分子的损耗、降解和破坏等因素也影响着土壤微生物DNA提取的质量，因而提取土壤微生物总DNA在研究中尤为重要[6]。本文主要对DNA提取过程中的主要影响因素、现行各方法的优缺点以及存在的问题作一综述。
1 基于DNA方法的土壤微生物多样性研究现状
传统微生物学研究方法主要依赖于纯培养技术和显微镜技术，对土壤微生物多样性的描述与研究存在一定的局限性。20世纪中后期，随着土壤微生物多样性研究向多方面发展，人们尝试着利用分析微生物细胞中某种指示成分，如磷脂脂肪酸（PLFA）来研究土壤微生物的种群组成，但是这些方法的缺陷是无法保证细胞中某种指示成分在土壤中的稳定性，并且如果某种微生物的PLFA是未知的，则该不可培养微生物仍难以鉴别[7，8]。
1980年，Torsvik等[9]首次建立了从土壤样品中直接提取细菌DNA的方法，并于1990年将其成功应用于DNA杂交技术，研究发现1 g土壤中有4 000个以上不同的细菌种类，说明土壤中微生物多样性是极其丰富的。后来研究者发现16S rDNA在原核微生物中普遍存在，并且含有相对保守和可变区域，在不同的个体间16S rDNA基因序列也不会进行基因交换，因此，每一种生物都有自己的独特序列。1986年，Pace[3]第一次以16S rDNA为基础确定环境样品中的微生物，使人们对大量不可培养微生物群体有了全新的认识。此后，基于16S rDNA基因的指纹图谱分析的现代分子生物学技术得到迅速发展，包括限制性片段长度多态性分析（RFLP）、随机扩增DNA多态性分析（RAPD）、单链构象多态性分析（SSCP）、基因芯片（Microarray）、PCR-DGGE/TGGE 等，为全面揭示土壤微生物种群结构和遗传多样性提供了重要手段。其总的技术路线：分离微生物基因组DNA，用特异性引物扩增16S rRNA基因片段，再将该PCR扩增产物进行更深一步分析，从而可在种、属的水平上研究不同生境中的微生物种群结构及其动态变化[10]。
2 土壤微生物总DNA的提取
从土壤样品中提取DNA的方法大致可分为2类，即间接提取法和直接提取法。间接提取法首先是对土壤样品进行反复悬浮和离心，去除土壤等杂质，提取土壤微生物细胞，再采用酶裂解细胞提取微生物总DNA。直接裂解法是不去除土壤等杂质，而是通过物理的、化学的、酶解等手段相结合，直接裂解土壤中的微生物细胞，使其释放DNA，再进行提取和纯化。但不论采用何种方法，都存在一定的缺陷，要想提取较完整的DNA需要具备以下几个条件： ①土壤微生物能从土壤中充分释放，尤其是那些紧紧吸附在土壤颗粒，甚至深藏于土壤微穴中的细菌等相对比较难分离的微生物。②对一些比较顽固的微生物，如革兰氏阳性菌、孢子和小细菌的裂解，需要更剧烈的处理，而这又会造成对裂解敏感的细菌DNA折断。③采集土壤样品后应尽快提取DNA，因为土壤在4 ℃储藏几周就会造成大分子DNA的降解。
2.1 间接提取土壤微生物总DNA
Torsvik等[11]最先报道了从土壤中提取微生物DNA的间接法，包括以下4个步骤：①分散土壤；②土壤微生物的提取（分离细胞与土壤）；③土壤微生物的纯化；④细胞裂解及DNA纯化。
2.1.1 土壤分散 土壤微生物一般与土壤颗粒结合，包藏在土壤团聚体内，因此，最大限度地分散土壤是从土壤中分离提取微生物的关键。通常采用物理或化学法，或是二者相结合以达到微生物与土粒分离的目的。常用的物理分散技术是使用玻璃珠与土壤悬液一起振荡，或是使用韦林氏搅拌器（匀浆器、转子混合器）搅拌分散，或是使用超声波分散土壤团聚体等。而化学分散法是通过加入化学分散剂以达到促进微生物与土粒分离的目的。最常用的分散剂为0.2%焦磷酸钠，其他还有Winogradsky盐溶液、Tris缓冲液、生理盐水、六偏磷酸钠、胆酸钠、脱氧胆酸钠、纯水等[26]。值得注意的是，为有效地分散土壤，分散剂的种类、浓度、加入量、机械作用（振荡、搅拌和超声波等）的方式、时间以及容器的大小等均应加以考虑。还可以将化学试剂与机械方法结合来悬浮土壤颗粒。研究发现Chelex100就是一种有效的土壤颗粒悬浮剂。各种分散方法分散效果不同，采用何种分散方法效果最佳目前尚无一致结论，而且防止细胞因物理、化学作用导致破裂提前释放DNA很重要，处理不当会使DNA降解。常用分离提取土壤微生物的土壤分散方法列入表1。
2.1.2 土壤微生物的提取 土壤微生物的提取通常采用离心分离法，既要使微生物与土壤颗粒分离，又要保证基本不破坏微生物细胞。由于土壤中细菌的平均密度（1.1 μg/cm3）远小于土壤矿物质的平均密度（2.6 μg/cm3），因此采用离心或淘选法可使细菌与土壤颗粒得到较好的分离。Hopkins等[17]采用密度逐级离心法分离出60%以上的土壤细菌。此外，也有学者提出用过滤法，即将土壤样品分散处理后，经20 μm或30 μm微孔筛真空抽滤，其滤液中即可能含有绝大多数土壤细菌，此过程操作简便，提取液中土壤残留物少，易于纯化。
由于土壤中的真菌、放线菌主要以菌丝的形态与土壤颗粒缠绕在一起以及细胞壁结构的特殊性，从土壤样品中分离提取真菌放线菌要比提取单细胞的细菌相对困难。迄今为止，国内外有关分离提取真菌的研究文献极少，且这些报道方法所提取的真菌菌丝只占真菌总生物量的极少部分。Vilarino等[21]在前人研究的基础上提出了分离土壤真菌的原理：新鲜土壤经分散后，土壤悬浮液中的菌丝可附着在慢速转动的铜丝（直径150 μm）框上，洗脱后即得提取的土壤真菌。潘力等[22]以曲霉菌为例，采用微波处理菌丝并置于10× TE Buffer中即可得到DNA，建立了一种快速提取丝状真菌DNA的实验方法，为高通量快速筛选丝状真菌转化子奠定了基础。吴敏娜等[23]以传统土壤总DNA提取方法及纯菌DNA提取方法为基础，分别与蜗牛酶、纤维素酶进行组合、优化，得到7种不同的土壤真菌基因组DNA提取方法。分离提取土壤细菌和真菌的流程如图1所示。
2.1.3 土壤微生物的纯化 目前常用两相分离技术对上述土壤微生物提取液进行纯化。两相分离技术最早为德国化学家Albertsson于20世纪50年代所建立，当时主要用于生物大分子的分离。近些年该技术广泛应用于生物化学、细胞生物学和生物工程等领域，是一种分离、纯化生物大分子、细胞、病毒的方法，该技术也逐步发展成为一种温和的生物分离方法，相对于原始的纯化手段具有过程简单、纯化时间较短等特点，应用领域广泛[24]。关于其分离机制目前尚不完全清楚，有人认为其分离的原理主要取决于不同组分的亲水性差异，也有人认为还与不同组分的电荷性质差异有关。当两种互不相溶的聚合物以一定浓度溶于水中时，便可形成体积不同的两相，被分离组分由于其与两相的亲和力不同，分别进入不同相从而达到分离的目的。目前应用最为广泛的是PEG（聚乙二醇）/Dextran（葡聚糖）系统和PEG/无机盐（磷酸盐或硫酸盐）系统。对于不同的两相组分，分离时间不尽相同[25]。Smith等[19]研究了应用两相分离技术从土壤中分离纯化非菌丝体微生物的效果，发现经充分混合静置一定时间后，即可形成上下两层体积比约为4∶1的两相分离系统，其中细菌主要富集在上层PEG相，土壤残存颗粒将进入下层Dextran相，经4次提取纯化，富集在上层PEG相的细菌总量约达加入两相分离系统细菌总量的60%，而上层PEG相中的土壤矿质颗粒总量仅占总加入量的4%以下。李妍等[26]用2%PEG+6%Dextran两相分离技术（A2PP）纯化细菌，测定细菌生物量，研究两相分离技术在土壤微生物研究领域的可应用性，结果表明采用0.1%胆酸钠、钠型离子交换树脂、玻璃珠与土壤一起在4 ℃下振荡2 h，能较好地分散、纯化土壤细菌。研究表明，两相分离技术同样有可能用于分离纯化土壤真菌。
2.2 直接提取土壤微生物总DNA
现今的土壤细菌DNA直接提取法是在Ogram等[27]建立的方法基础上发展起来的，主要包括两个步骤：①原位细胞裂解；②DNA提取和纯化。
2.2.1 原位细胞裂解 直接裂解土壤微生物细胞的方法包括：机械破碎法、化学法、酶解法及3种手段相结合。机械破碎法常用的有冻融法、微波、超声波法和玻璃微珠震荡法；化学法常用表面活性剂SDS和SarkosyI、热酚、高盐、异硫氰酸胍等；酶解法：裂解酶、溶菌酶、蛋白酶K、链霉蛋白酶等。其中溶菌酶不仅可处理革兰氏阳性菌细胞壁，还可水解糖苷键和腐殖酸。2种或多种方法相结合对DNA的提取效果较好。王啸波等[28]采用PBS缓冲液洗涤土壤样品，结合SDS裂解微生物细胞的方法，同时提取2种土壤样品的微生物DNA和RNA，结果表明该法提取的核酸不需要进一步处理，其纯度就可以满足后续的分子生物学试验，从而避免了由于纯化导致的核酸量的降低。熊开容等[29]采用冻融+玻璃珠+溶菌酶+SDS方法提取了活性污泥中微生物DNA，结果表明获得的DNA适合于酶解和PCR扩增要求。
值得关注的是，土壤中微生物种类繁多，生理状态不同，革兰氏阳性和阴性细菌以及细菌与真菌的细胞壁结构和组成亦不相同。为了使提取的DNA具有代表性，就必须保证土壤样品中所有微生物细胞裂解释放出核酸，因此必须根据试验的性质、要求选择适当裂解方法。研究表明，基于SDS的高盐提取法会对一些革兰氏阳性细菌效果不好。张瑞福等[30]采用冻融+溶菌酶+SDS方法提取3种芽孢杆菌（G+）DNA，结果表明经冻融处理的霉状芽孢杆菌均提取到了DNA，未经冻融处理的霉状芽孢杆菌未提取到DNA，且冻融处理未对DNA造成大的剪切，提取的DN段还大于23.1 kb。张颖慧等[31]使用优化的CTAB法提取真菌基因组DNA。使用液氮冻融以及玻璃珠振荡的方法代替了传统的液氮研磨，实验结果表明该方法所需菌体量少，且得到的基因组DNA比用传统的CTAB法得到的基因组DNA产率高、纯度好且步骤简单，适用于一次微量提取多个样品的基因组DNA，可用于大部分分子生物学基本实验如PCR和DNA的酶切等。
2.2.2 DNA提取和纯化 在已报道的DNA提取和纯化方法中，通常采用饱和酚或氯仿和蛋白酶处理，去除DNA样品中的蛋白质和部分RNA，然后对DNA进行抽提，再用乙醇、异丙醇或聚乙二醇（PEG）沉淀后，经羟基磷灰石柱或氯化铯密度梯度超速离心等进一步纯化。其他纯化方法有聚乙烯吡咯烷酮（PVPP）法、色谱法、电泳法、透析和过滤法、试剂盒法等。
Lamontagne等[32]研究结果表明PVP能够与腐殖酸结合，起到有效去除提取的DNA中腐殖酸杂质、提高DNA纯度的作用。李靖宇等[33]采用氯化钙-SDS-酶法对湿地土壤微生物DNA进行提取，结果表明该方法能高效去除湿地土壤腐殖酸，纯度较高，能直接满足PCR扩增。李钧敏等[34]用含PVPP的缓冲液预洗DNA样品，然后添加CaCl2和牛血清白蛋白可去除其中的腐殖酸，用PEG8000沉淀DNA，可提高DNA质量，并证实这是一种简便有效可直接应用于PCR分析的土壤微生物总DNA的提取方法。蔡刘体等[35]采用 SDS-CTAB法提取烟草病圃土壤微生物总DNA，该方法既可达到裂解效果，还有助于去除腐殖酸，有利于提高所提取DNA 的质量。吴红萍等[36]采用酚氯仿和柱式腐殖酸去除剂对粗提取的土壤微生物DNA进行纯化后，可用于PCR扩增，并以细菌16S rDNA基因引物可扩增到相应的片段。朱立成等[37]采用直接法提取土壤微生物总DNA，然后用Sephadex G-200凝胶离心层析法纯化，可得到纯度较高的DNA。段学军等[38]采用稀释模板及巢式PCR法很好地解决了在DNA提取纯化过程中不能完全去除腐殖质的问题。滕应等[39]将BIO101 Systems公司研制的FastPrep多试管核酸提取系统与相应的Fast DNA SPINKit for Soil试剂盒联用，有效地提取了重金属复合污染的农田土壤微生物总DNA。
没有哪种单一的纯化步骤可以除去所有污染物，故许多研究者已经将几种纯化步骤结合起来以期获得最好的纯化效果。Smalla等[40]将粗提的DNA进行3步纯化：①氯化铯密度梯度超速离心纯化；②醋酸钾沉淀；③Geneclean纯化。发现经前2步纯化的DNA通过稀释即可部分被限制性酶切和扩增，但如不经稀释而进行限制酶切和扩增，则必需进行最后一步纯化。
2.2.3 直接法和间接法的比较 研究表明，直接法获得的DNA较多，但不易去除抑制剂，间接法提取的DNA只占直接法的1/10，但分离的DNA纯度较高，而且间接法得到的细菌量只占总菌群的25%～50%，直接法提得的DNA却可以超过细菌总DNA的60%。因此，要想获得大量DNA，选择直接法较好，当所需DNA量不大，而且要排除真核或胞外DNA污染时，可用间接提取法。
直接提取对某些特定样品用特定的操作方法能获得较高的提取效率，但是对有些生物量不高的样品则很难得到足够的环境总DNA用于后续操作，适合在样品生物量较大但采样量不大的情况下采用。间接提取在提取效率上远小于直接提取，但用间接提取法所得到的环境总DNA纯度较高，所有样品能直接用于PCR扩增，并且能更好地体现样品中微生物的多样性，适用于有大量样品的情况。
2.3 DNA的纯度和浓度测定
DNA在260 nm处有吸收峰，腐殖酸在230 nm处有吸收峰，计算OD230/OD260（腐殖酸/DNA）的比值可以确定所提DNA中腐殖酸的污染程度。一般情况下OD230/OD260比值应在0.4～0.5之间为好， OD230/OD260比值越高，腐殖酸污染越严重。蛋白质在280 nm处有吸收峰，因此OD260/OD280比值经常被用来指示DNA中蛋白质的污染程度，当OD260/OD280比值为1.8～2.2时，DNA较纯，当受蛋白质或其他杂质污染时，OD260/OD280值则较低[41]。此外，还可采用PCR扩增检测DNA的纯化质量，所用扩增引物见文献[42]。
提取的DNA浓度也可根据测定的OD260值计算，根据公式[dsDNA]=50×OD260×稀释倍数，计算DNA的浓度（μg/mL），换算出每克干土提取DNA的量[43]；还可采用DyNA Quant 200荧光仪对纯化后DNA的浓度进行测定[28]。
3 影响土壤微生物总DNA提取的因子
土壤成分复杂，含有大量的有机及无机等多种生物活性抑制物，如腐殖酸、多酚类化合物、重金属等，它们的存在可能影响土壤DNA的提取质量，抑制DNA聚合酶的活性从而影响土壤微生物多样性的分析。研究发现，腐殖酸是土壤DNA提取过程中极难去除的污染物，由于它的分子大小和理化性质与DNA相似，过分注重腐殖酸的去除，势必会造成DNA的大量损失，因此腐殖酸的有效去除是土壤DNA提取的难点所在。
各种土壤类型、质地和成分的差异，都会影响土壤微生物DNA的提取效果。Zhou等[44]用SDS-CTAB法从8种土壤（包括沃土、沙沃土和沙黏土，其中黏土含量为5%～31%不等）中提取DNA，平均获得DNA的量为0.5～26.9 μg/g，并发现获得的DNA量与土壤的有机磷含量有明显的正相关关系。另外，研究也发现，土壤中细菌的裂解效率与其中黏粒的含量呈明显的负相关。土壤中各粒级颗粒对细菌的吸附量从大到小的顺序为：黏粒、粉粒、细沙粒、粗沙粒，其中黏粒是粉粒的3.7～4.9倍、细沙粒的44.3～89.2倍、粗沙粒的262.0～799.0倍，细菌在粒径不同的土壤颗粒表面的最大与最小吸附量分别相差389.0和857.0倍，去有机质土壤颗粒对细菌吸附亲和力较含有机质土壤颗粒的大[45]。因此，不同的土壤适合于不同的DNA提取方法，在土壤DNA提取过程中，应针对土壤类别选取合适的提取方法，以便进行后续研究。
4 小结
从土壤微生物群体基因组的角度研究其多样性及功能是可行的方法，并受到广泛的关注[46]。因而越过分离培养的步骤，直接从土壤中获得总DNA以分析土壤微生态群落结构，关键是如何尽可能全面地提取土壤中微生物的总DNA。土壤本身成分复杂，有许多物质难以预料，对提取较好质量的DNA提出了很高的要求。因此建立一种简单有效的提取方法显得非常重要。
间接法提取的微生物DNA纯度较高，提取的种类和数量较少；直接提取法直接在土壤中裂解细胞，使其中内含物尽可能地释放，能够代表大部分的土壤微生物，但土壤中所含物质种类较复杂，所以提取的DNA质量受到很大的影响，需要进一步纯化，而这些处理往往造成部分DNA的丧失，可能使在土壤中本身存在量较少的种类丧失或检测不到，影响到土壤微生物多样性的分析。最近，Milko等[47]发现一种Taq DNA聚合酶基因突变型可增加对腐殖酸等PCR抑制物的抗性，不需要对基因组DNA进行纯化就可以进行后续的分子生物学分析，因此具有广泛的应用前景。
绝大多数直接提取法提取的DN段长度不会超过23 kb，而DNA的某些用途如宏基因组文库构建，需要大片段的DNA，直接提取法对此几乎无能为力。
在DNA提取产率高即表示其所代表的微生物多样性高的前提下，DNA直接提取法被认为是较好的方法并被广泛应用[48]。但近年来有研究表明DNA提取的产率高不等同于微生物的多样性高，间接提取法又再次被提出并用于相关研究[49]。这就要求在选择提取方法时不仅要试用直接提取和间接提取这两类方法，而且在每类方法中也要试用不同的处理组合方式，以使后续操作能顺利进行，并得到准确可信的研究结果。
评价一种土壤微生物DNA提取方法是否有效，除了通常要求的提取片段无降解且比较完整外，还需要能够有效去除土壤中大量存在的影响后续实验的物质，如腐殖酸、腐殖酸似物、酚类化合物、重金属离子等；能在单位样本量中比较彻底地提取出微生物DNA；提取方法应具有普适性，对土壤中大多数微生物能够有效等[50]，且提取的DNA能更好地代表土壤微生物的真实性和异质性。
5 展望
目前，国内外对土壤微生物总DNA提取方法的报道很多，但每一种方法都存在一定的缺陷。因此，从土壤样品中提取DNA还没有通用的最佳方案，需要根据具体的土壤特点、实验室条件和实验目的而定。在提取过程中还要兼顾实验操作是否简便，方法是否经济以及样品量是否充足。另外，将现代分子生物学技术与传统微生物研究方法结合起来，才能更全面地认识和理解土壤微生物群落多样性及其相应的生态功能。
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土壤学总结篇4
关键词 柰李；测土配方施肥；指标体系；粤北山区
中图分类号 S662.3 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2014）03-0076-03
柰李是中国李中优良晚熟品种之一，其果肉质脆，味香甜可口，在中国南方地区有大面积栽培[1]。柰李为乐昌市主要发展的落叶果树之一[2-3]，在九峰、两江镇共种植约4 200 hm2，占乐昌市果树种植面积的41.2%，为指导柰李的科学施肥，乐昌市从2010年起在九峰、两江镇选择高、中、低肥力地块开展“3414”试验，探索柰李氮磷钾养分丰缺指标和施肥推荐指标，为建立柰李科学施肥指标体系提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 试验概况
在九峰、两江镇选择有代表性的高、中、低肥力果园，供试柰李树龄5～8年，树势一致，每个小区选择6株树。试验所用肥料为尿素（含纯N 46%）、过磷酸钙（含P2O5 12%）、硫酸钾（含K2O 50%）。供试土壤在试验前按《测土配方施肥技术规范》进行取样和测定[4-6]。
1.2 试验方法
试验方案按《测土配方施肥技术规范》的“3414”完全设计方案，即指氮、磷、钾3个因素，4个水平共14处理，每个处理3次重复，随机区组排列。
建立土壤养分（氮、磷、钾）丰缺指标：测出试验地基础土样的土壤碱解氮、有效磷、速效钾含量，根据“3414”田间试验中基本处理的柰李产量数据，计算出缺氮、磷、钾处理小区的相对产量（不施氮、磷、钾区柰李产量占施氮、磷、钾区柰李产量的百分比），用土壤碱解氮、有效磷、速效钾与田间试验柰李相对产量分别配置对数方程数学模型，通过数学模型求相对产量分别是50%、75%、95%时土壤碱解氮、有效磷、速效钾的含量，将土壤养分丰缺指标按相对产量分别在95%的范围定为极低、低、中、高4个等级[7-9]。建立柰李推荐施肥指标体系：将每个试验点的产量与施肥量进行回归分析，建立柰李氮磷钾肥的肥料效应函数，根据产量和肥料价格通过边际分析计算每个试验点的最佳施肥量。并将每种养分最佳施肥量的计算结果与相应土壤有效养分测定结果进行相关分析，并作图，分别求取柰李的相关性数学模型，根据公式分别计算出各级等级水平推荐施肥技术指标[10-11]。
2 结果与分析
2.1 土壤养分丰缺指标的建立
2.1.1 土壤氮素丰缺指标的建立。各试验点土壤碱解氮进行测定结果及柰李相对产量见表1。土壤碱解氮与柰李相对产量的关系见图1。由于分级指标仅为范围，分组结果取整，土壤碱解氮极低、低、中、高的等级分别为114 mg/kg（表2）。
2.1.2 土壤磷素丰缺指标的建立。各试验点土壤有效磷进行测定结果及柰李相对产量见表3。土壤有效磷与柰李相对产量的关系见图2。由于分级指标仅为范围，分组结果取整，土壤速效磷极低、低、中、高的等级分别为180 mg/kg（表2）。
2.1.3 土壤钾素丰缺指标的建立。各试验点土壤速效钾进行测定结果及柰李相对产量见表4。土壤速效钾与柰李相对产量的关系见图3。由于分级指标仅为范围，分组结果取整，土壤速效钾极低、低、中、高的等级分别为134 mg/kg（表2）。
2.2 柰李推荐施肥指标体系的建立
土壤学总结篇5
关键词 甘薯；新型土壤调理剂；应用效果
中图分类号 S531 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2017）11-0024-01
随着农业供给侧结构的改革，黄淮地区玉米种植面积将进一步减少，而甘薯的种植面积越来越多。甘薯收获的是薯块，生长在地下，耕层深度、土壤结构尤其是土壤紧实度对薯块的生长发育有很大影响，而土壤调理剂可以改良耕层土壤的结构及紧实度。课题组用一种新型土壤调理剂在甘薯上进行了试验研究。现将试验结果总结如下。
1 材料与方法
1.1 试验地概况
试验地点为柘城县牛城乡皇堂村；土类为潮土，土种为两合土，土壤质地为中壤；基础地力为有机质15.7 g/kg、全氮1.05 g/kg、有效磷25.27 mg/kg、速效钾110 mg/kg、pH值8.1。
1.2 试验材料
供试甘薯品种为商薯8号。供试土壤调理剂（商品名：松土促根剂）是在市场上购买的河南省火车头农业技术有限公司的Agri-star土壤调理剂（颗粒剂），主要成分是活性剂。
1.3 试验设计
试验共设2个处理，分别为处理A：常规施肥+施用土壤调理剂30 kg/hm2；处理B：常规施肥。3次重复，小区随机排列[1-3]，小区面积50 m2（10 m×5 m），6沟为1个小区。
1.4 试验实施
2016年5月18日整地施肥起垄栽植，垄宽83.3 cm、垄高26 cm，株距30 cm，种植密度40 018穴/hm2。常规施肥甘薯专用配方肥600 kg/hm2、有机肥750 kg/hm2。土壤调理剂在整地前兑细土后均匀撒入。其他管理同大田一致。
1.5 调查内容与方法
2016年11月6日收获时进行测产，每小区实收面积16.2 m2，进行现场称重，实收计产，杂质按1.5%扣除。
收获前进行耕层深度、土壤紧实度、甘薯生物学性状调查，在每个小区内，选取6个点，用土壤硬度计测量耕层深度和土壤紧实度。将土壤硬度计垂直于地面均匀用力从地表向下插入耕层，直到插不下去为止，直接读出耕层深度和土壤紧实度数；收获后测定总糖分、出粉率、出干率。收获前每个小区内随机选10株甘薯，调查主蔓长、主蔓分枝数、主蔓粗、单株结薯块数、薯块平均重。调查方法：土壤紧实度采用土壤硬度计法，甘薯生物学性状采用田间测量，总糖分采取直接滴定法测定，鲜薯出淀粉率采取酶水解法测定，出干率采用自然风干法[4-6]。
2 结果与分析
2.1 对耕层深度和土壤紧实度的影响
从表1可以看出，甘薯施用土壤调理剂能够加深耕层、降低土壤紧实度。处理A的耕层深度平均为27.3 cm，处理B的耕层深度平均为23.8 cm，处理A与处理B相比，耕层深度增加3.5 cm，增加幅度为14.7%；处理A土壤紧实度平均为323.3 N，处理B土壤紧实度为384.3 N，处理A与处理B相比，土壤硬度下降61 N，下降幅度为15.9%。
2.2 对甘薯生物学性状的影响
从表2可以看出，与处理B相比，处理A主蔓增长23 cm，增幅8.7%；主蔓粗增加0.05 cm、增幅9.3%；主蔓分枝增加0.5个，增幅8.8%；单株结薯数增加0.2个，增幅10.5%；薯块平均重增加66 g，增幅14.2%；总糖分提高了0.2个百分点，增幅6.25%；鲜薯出湿淀粉率提高1.2个百分点，增幅5.3%；切干率提高1.7个百分点，增幅5.6%。
2.3 对甘薯产量与产值的影响
从表3可以看出，处理A小区平均产量为87.69 kg，折合产量54 123.45 kg/hm2，商品薯产量53 314.81 kg/hm2，商品出薯率98.5%，处理B折合产量44 604.94 kg/hm2，商品薯43 209.88 kg/hm2，商品出薯率96.9%；与处理B相比，甘薯增产9 518.51 kg/hm2、增幅21.3%，商品薯增产10 104.93 kg/hm2、（下转第30页）
增幅23.4%，增产值10 104.93元/hm2（甘薯价格按1元/kg计算）。对各处理小区产量结果进行方差分析，结果见表4，可以看出处理间产量差异达极显著水平。
2.4 不同处理的投入产出比
处理A与处理B相比，多施用土壤调理剂30 kg/hm2，增加投入900元/hm2，a投比为11.23。
3 结论
试验结果表明，甘薯在常规施肥的情况下，施用Agri-star土壤调理剂30 kg/hm2，可以增加单株薯块数和薯重、提高商品率薯率。商品薯增产10 104.93 kg/hm2，增幅23.4%，增加产值10 104.93元/hm2，产投比为11.23。
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土壤学总结篇6
关键词 土壤退化；概况；进展；方向
中图分类号 S158.1
文献标识码 A
文章编号 1000－3037(2000)03－0280－05
鉴于土壤及土地退化对全球食物安全、环境质量及人畜健康的负面影响日益严重的现实，从土壤圈与地圈—生物圈系统及其它圈层间的相互作用的角度研究土壤退化，特别是人为因素诱导的土壤退化的发生机制与演变动态、时空分布规律及未来变化预测与恢复重建对策，已成为研究全球变化的最重要的组成部分，并将继续成为 21 世纪国际土壤学、农学及环境科学界共同关注的热点问题。但是，迄今为止，有关土壤退化的许多理论问题及过程机理尚不清楚，还没有公认的或统一的土壤退化指标和定量化评价方法[1]。因此，及时了解国际土壤退化研究的最新动向，并结合我国实际创造性地开展该领域的研究工作，具有重要的学术价值和现实生产意义。
1 土壤退化的概念
土壤退化 (Soil degradation)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 (Soil quality)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 (Global Assessment of Soil Degradation) 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&n bsp;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 Olde man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部级土壤退化和 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夂驮げ猓虎懿嘀厝死嗷疃?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；さ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a href=//dili.7139.com/ target=_blank class=infotextkey>地理信息系统、地面定位系统、模拟仿真、?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；
土壤学总结篇7
摘要:
以农业部黑龙江耕地保育与农业环境科学观测实验站(始建于1979年)为研究平台，选取4个典型施肥处理(不施肥处理、有机肥处理、单施化肥、有机－化肥配合处理)为供试土样，于2011年大豆收获后采集土壤样品，研究长期不同施肥处理对黑土主要酶类(葡糖苷酶、脲酶和磷酸单酯酶)活性的影响。结果表明:长期不施肥处理大豆田土壤酶活性较低，施肥处理可以增加黑土酶活性，脲酶与磷酸单酯酶对施肥响应程度大于β－葡糖苷酶;单施有机肥处理与化肥处理对土壤酶活性影响程度之间差异不显著，而有机肥配施化肥处理则能够显著增强黑土β－葡糖苷酶、脲酶和磷酸单酯酶活性。同时，土壤β－葡糖苷酶、脲酶和磷酸单酯酶活性与土壤有机碳、全氮、全磷以及速效磷含量之间具有极显著的正相关关系，与土壤pH之间具有极显著的负相关关系。长期有机肥配施化肥处理可以显著增强大豆田土壤酶活性，土壤酶活性与土壤主要养分含量之间关系密切。
关键词:
黑土;长期施肥;土壤酶;土壤养分
土壤酶活性作为表征土壤性质的生物活性指标，已被广泛用于评价土壤中营养物质的循环转化状况，以及农业措施和肥料施用的效果［1-3］。土壤酶活性的增强能够促进土壤的代谢，提高土壤肥力，改善土壤性质［4-6］。长期土壤肥力试验为土壤科学和其它相关学科提供了极为珍贵的研究平台，可以弥补短期试验的缺憾，克服一些不稳定的因素，使各种施肥、耕作方式有更好的可比性，尤其为研究不同措施影响土壤生物学性质变化提供了更为可靠的场所，有助于进一步揭示土壤酶活性、酶促反应过程的实质及其与土壤肥力之间的关系［7-10］。东北黑土区的总土地面积为1.02×106km2，土壤有机质含量高，土层厚，结构良好。黑龙江省拥有耕地面积1.46×107hm2，粮食总产量全国第一(624.2亿kg，2014年)。在粮食产量逐年增加的情况下，作物生长过程中产生大量CO2，收获时从土壤中带走大量养分，直接影响土壤肥力水平，进而影响土壤生物学过程。目前轮作是一种合理利用土壤中的养分，提高土壤肥力的种植方式。各种作物的根系发育状况不同，特别是大豆，是重要肥田的作物，其有共生固氮的特性，将豆科与禾本科作物轮作，就能使土壤中全层养分得到合理利用。留在土壤中的根残物被土壤微生物分解后，形成腐殖质，可以均衡地增加土壤养分，全面提高土壤肥力。大豆田土壤酶活性的研究有助于揭示轮作制度下土壤生物学活性变化特征及其与土壤肥力变化关系，丰富黑土肥力变化生物学过程的认识，评价不同轮作制度及施肥方式对黑土酶活性的影响，为黑土区农田土壤生物学研究提供理论依据。
1材料与方法
1.1供试土壤本研究以农业部黑龙江耕地保育与农业环境科学观测实验站建立的长期施肥试验(N45°50'30″，E126°51'05″)为研究基础(始建于1979年)，该实验站共有24个试验处理，采取小麦－大豆－玉米的轮作方式。土壤类型为黑土。2011年种植作物为大豆，收获后采集耕层土壤(0～20cm)，每个处理3次重复，新鲜土壤样品去除根系等后分为2份，1份过2mm筛放置于封口袋在4℃冰箱中保存，1份风干待用。
1.2试验设计试验选择4个施肥处理，分别为:不施肥处理(CK)、有机肥处理(M)、无机肥料单施(NPK)、有机－无机肥料配合处理(M+NPK)。其中种植大豆施肥量为N75kg•hm－2，P2O5150kg•hm－2，K2O75kg•hm－2，有机肥为纯马粪，每轮作周期施一次，施于玉米茬，按N75kg•hm－2(约马粪18t•hm－2)。
1.3测定项目及方法
1.3.1土壤酶活性分别采用对硝基苯葡糖苷法、尿素残留量法和对硝基苯磷酸盐法对土壤β－糖苷酶、脲酶和磷酸酶活性进行测定［11-13］。
1.3.2土壤养分土壤有机质、全氮采用德国Ele-menter元素分析仪测定;全磷、速效磷分别用酸溶－钼锑抗比色法和Olsen法测定;pH采用PSH-3C型pH计测定［14］。
1.4数据处理采用Office2007的相关软件作图，SPSS14.0进行数据分析。
2结果与分析
2.1土壤β－葡糖苷酶活性变化β－葡糖苷酶是国内外研究较多的一种与土壤碳循环密切相关的酶，广泛存在于土壤中，参与土壤中碳水化合物的水解;它被认为是纤维素降解中最重要的一种酶，其活性可以反映土壤不同管理措施的影响。本研究中黑土长期不同施肥处理土壤β－葡糖苷酶活性测定结果见图1。有机肥配施化肥后促进了作物的生长和微生物的繁殖，微生物向土壤分泌释放更多酶，土壤酶活性得以增强［7］。
2.2土壤脲酶活性变化脲酶是分类名称为尿素氨基水解酶类的通称，是一种将酰胺态有机氮化物水解转化为植物可以直接吸收利用的无机态氮化物的酶，是酶促尿素水解的专性酶类［15-16］，它的活性在某些方面可以反映土壤的供氮能力与水平，与土壤中氮循环体系有着密切联系。图2为黑土长期不同施肥处理土壤脲酶活性结果。结果表明:施肥处理有助于增加黑土脲酶活性，不同施肥处理土壤脲酶活性在71.7～164.5mg•kg－1•(5h)－1之间，施肥处理脲酶活性平均值为157.2mg•kg－1•(5h)－1。不同施肥处理条件下土壤脲酶活性高低表现为MNPK＞NPK＞M＞CK，施肥处理土壤脲酶活性显著高于不施肥处理(P＜0.05);与不施肥处理相比，单施化肥处理、单施有机肥处理以及有机肥配施化肥处理脲酶活性分别增加了86.4，77.2以及92.7mg•kg－1•(5h)－1。施肥处理能够促进作物的生长和微生物的繁殖，微生物向土壤分泌释放更多酶，使得土壤酶活性增强［7］。
2.3土壤磷酸单酯酶活性变化土壤磷酸酶是催化含磷有机酯和酐水解的一类酶的总称。通常土壤磷酸酶指磷酸酯酶类，主要为磷酸单酯酶(酸性、中性、碱性)、磷酸二酯酶、磷酸三酯酶［17］。土壤中的有机磷化合物是在土壤磷酸酶作用下参与磷素循环的［18-19］。通常农用地上，酸性土壤中磷酸酶活性以酸性磷酸酶为主，碱性土壤中则以碱性磷酸酶为主。黑土长期施肥各个处理土壤酸性磷酸酶活性测定结果见图3。结果表明:施肥能够显著增强黑土酸性磷酸酶活性(P＜0.05)。不同施肥处理土壤酸性磷酸酶活性在127.9～394.8mg•kg－1•h－1之间，施肥处理酸性磷酸酶活性平均值为312.0mg•kg－1•h－1。土壤酸性磷酸酶活性高低表现为MNPK＞NPK＞M＞CK，施肥处理土壤酸性磷酸酶活性显著高于不施肥处理(P＜0.05)，有机肥配施化肥处理土壤酸性磷酸酶活性最高，显著高于其它各个处理(P＜0.05)。与不施肥处理相比，单施化肥处理、单施有机肥处理以及有机肥配施化肥处理酸性磷酸酶活性分别增加了147.1，138.3以及266.9mg•kg－1•h－1。
2.4黑土酶活性与土壤肥力的关系土壤酶活性是土壤生物活性的总体现，反映了土壤的综合肥力特征及土壤养分转化进程，可以作为衡量土壤肥力水平高低的指标。土壤中可供植物利用的营养元素的多少与土壤酶活性的高低直接相关;在良好的有机养分状况下，土壤酶活性较高，其对土壤中营养元素的矿质化作用强度越大，越有利于系统内的营养物质循环。土壤肥力水平在很大程度上受制于土壤酶的影响，与土壤酶活性之间存在着非常密切的相关关系。表1为黑土几种酶活性与土壤主要养分含量之间的相关系数。由表1可得，黑土β－葡糖苷酶、脲酶和磷酸单酯酶活性与土壤总有机碳、全氮、全磷、有效磷含量之间均具有极显著的正相关关系(P＜0.01)，与pH间呈极显著的负相关关系(P＜0.01)。
3讨论
土壤酶是表征土壤中物质、能量代谢程度和土壤质量水平的一个重要生物学指标［20］。在目前发现的土壤酶中，一些水解酶对土壤有机质的形成和养分循环具有重要作用，土壤酶活性对环境的变化反应灵敏已被证实。长期不同施肥措施对土壤酶活性影响较大。有机肥配施化肥处理土壤酶活性增强显著，主要源于有机肥向土壤中带入大量的微生物和酶，刺激了微生物活性和增殖，使新产生的土壤酶活性增强。以往研究表明，在土壤C、N、P养分循环起重要作用的葡糖苷酶、脲酶、磷酸酶以及其它酶活性均与土壤有机碳含量、全氮含量等养分具有显著相关关系［21-23］。另外，由于pH能够影响酶的解离形式、酶的构象、酶活性中心的形成以及土壤中许多营养元素尤其是重金属的形态，进而影响植物、微生物及动物的生命活动，通常，酶活性与土壤pH之间的关系密切［24-25］。关于土壤酶活性作为土壤肥力指标的研究已有很多，如周礼恺等［26］用聚类分析的方法证明了土壤酶活性的总体在评价土壤肥力水平中的重要作用。
土壤酶活性与土壤养分含量之间存在显著或极显著的相关关系，表明可以用酶活性来指示土壤中养分含量变化，其与土壤肥力关系密切。土壤酶活性在参与土壤养分循环、保持和提高土壤肥力方面具有重要的作用。本研究中有机肥无机肥配合处理土壤β－葡糖苷酶活性增高的原因是土壤经高有机质含量的有机物料处理后，有机质与游离的酶形成复合体的可能性更高，酶更容易在土壤中积累，活性由于酶量的增加而增强。土壤脲酶广泛存在于微生物、植物和动物体内，通常与微生物数量、土壤有机质、全氮和速效氮等因素有关。
已有研究表明长期有机肥配施无机肥处理能够显著提供土壤脲酶活性［7，15］;在施用有机肥的基础上配合施用化肥，脲酶活性增加可能的原因是:(1)脲酶反应底物即尿素的浓度升高;(2)有机肥的使用使土壤有机质增加，更多地保护土壤酶活性使之免遭变性或降解，因而脲酶活性也随之增加［16］。施用有机肥后磷酸单酯酶活性与对照相比显著增加，主要是由于有机肥(或配施化肥)施用后促进了作物的生长和微生物的繁殖，微生物向土壤分泌释放更多酶，土壤酶活性得以增强［7］，同时与有机肥本身具有较高的磷酸酶活性有关。有相关研究表明，无论是微生物合成和释放磷酸单酯酶的速率，或者磷酸单酯酶本身的稳定性都与土壤pH有关，pH很小的差异，都会影响土壤磷酸单酯酶的活性和土壤有机磷的矿化［12］。本研究中长期不同施肥处理土壤生物学活性变化显著，表明土壤生物学活性可以用于指示不同施肥措施的作用效果，是表征土壤肥力变化的敏感指标。目前针对土壤生物学活性的研究较多，然而关于土壤酶活性的变化以及酶促反应动力学方面的研究有待进一步加强，应该主要针对长期不同施肥措施，不同耕作措施以及应对气候变化条件下的酶促反应过程进行研究。
土壤学总结篇8
关键词 草莓园土壤；重金属；土壤本底值；评价
中图分类号 X825 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2016）19-0181-02
Abstract The heavy metal in the soil of strawberry fields was researched，and compared the determination value with the soil background value. It was found that the heavy metal content of mercury in the soil was more than limit value of Level Ⅱ of soil environmental quality standards.The cadmium element was close to the maximum of the soil background value，and other elements，such as lead，chromium，nickel，copper，zinc，selenium，cobalt，vanadium and antimony were basically in accordance with the requirements of the Level Ⅱ of national soil environmental quality standards.The research of heavy metals in the soil of strawberry fields could provided reference for the sustainable development of local strawberry industry and the improvement of the ecological environment quality of strawberry field.
Key words strawberry fields soil；heavy metal；soil background value；evaluation
土壤重金属含量是绿色食品产地环境监测中的一项重要指标[1]。当重金属积累到一定程度就会对果园土壤造成污染，进而影响果树的生长发育和果品品质，再通过食物链对人体健康造成危害[2]。目前，国内外对果园土壤的可持续发展已有一些研究，如中国山东检测了苹果主产区部分果园的土壤重金属含量，检出铅、镉和汞等重金属超标[3-4]；在美国重金属污染监测已被纳入果园的营养管理[5]。为此，2000年中国农业部颁布了《绿色食品产地环境与技术条件（NY/T 391―2000）》[6]。大气中的大多数重金属经自然沉降[7]和雨淋沉降进入土壤中。随着人们对果实质量及产量的追求，含有镉、砷、铅等重金属的农药和化肥越来越多地被广泛应用于果实成长的不同时期[8]。本文选取了某地草莓园为代表进行土壤重金属的研究，并与土壤本底值进行对比，旨在研究该处土壤受重金属污染的现状。
1 材料与方法
1.1 仪器与试剂
仪器：美国安捷伦公司电感耦合等离子质谱联用仪（ICP-MS）；北京吉天仪器有限公司双道原子荧光光度计；瑞士METTLER TOLEDO XS105DU电子天平。
试剂：国药集团化学有限公司硝酸，ρ（HNO3）=1.42 g/mL，优级纯、盐酸，ρ（HCl）=1.18 g/mL，优级纯、氢氟酸，ρ（HF）=1.16 g/mL，优级纯；上海桃浦化工厂高氯酸。
标准溶液：单元素标准贮备液汞；28种混合标准溶液，即铍、硼、铝、钛、钒、铬、锰、铁、钴、镍、铜、锌、砷、硒、锶、钼、银、镉、锑、钡、铊、铅等混合标准溶液，浓度为100.0 mg/L。
稀释液：称取0.2 g重铬酸钾（优级纯），用少量水溶解，加入28 mL硫酸（优级纯），用水稀释至1 000 mL，摇匀。
ICP-MS质谱调谐液：锂（Li）、钇、铈、铊、钴、镁混合溶液，浓度为1 μg/L。
ICP-MS内标溶液：Li6、Sc、Ge、Rh、In、Tb、Lu、Bi混合溶液，浓度为400 μg/L。纯水：纯水电阻率大于18.2 MΩ・cm。
1.2 仪器工作条件
ICP-MS条件：射频功率1 500 W；等离子体气流量15 L/min；雾化器流量1.0 L/min；雾化室温度2 ℃；峰型3个点；重复3次；数据采集为质谱图；内标加入方式为自动加入。
原子荧光工作条件：光电倍增管负高压280 V；灯电流30 mA；载气流量300 mL/min；原子化器高度10 mm；读数延迟时间0.5 s。
1.3 土壤样品采集及处理方法
选取某大型草莓园的土壤样品进行研究。草莓园为长方形块田，面积较小、地势平坦、研究区域较端正等特点，采用挖坑剖面取样采集土壤样品，即按双对角线法布点采样。根据采样点代表性、典型性、适时性原则在草莓园园区选5个采样点，点位名称分别标记为土壤-1、土壤-2、土壤-3、土壤-4、土壤-5。向下15～30 cm土层采集土壤样品，每个采样点上，按层垂直向下切取土壤。因为本研究对象为土壤中金属含量，避免使用金属器具取样。采用铁锹向土层下挖15 cm，再用竹片去除边缘约1 cm厚的土层，每个点取厚约1 cm的土壤（1 kg左右），且在每个点上所取的土量基本相等，采样完毕后将各点的土样装入塑料袋，混合均匀并贴上标签。
将采回的土样放在木盘中，摊成约2 cm厚的薄层，置于室内，用木棒或者玻璃棒间隔地翻动通风阴干。在风干过程中随时拣去粗大的动植物残体如根、茎、叶、虫体等和石块、结核（石灰、铁、锰）。将风干的土样轻轻倒入木盘上，用木棍压碎，并不断拣除碎石、砂砾及植物根茎等。再将压碎的样品过200目尼龙筛，过筛的样品全部置于聚乙烯塑料袋里面，以备分析测试使用。
1.4 样品预处理方法
测量汞样品的预处理方法：称取经风干、研磨并过200目筛的土壤样品0.2～1.0 g（精确至0.000 2 g）于50 mL具塞比色管中，加少许水润湿样品，加入10 mL（1+1）王水，加塞后摇匀，于沸水浴中消解2 h，取出冷却至室温，用稀释液稀释至刻度，摇匀后放置，取上清液待测。同时做空白试验。
测量其他重金属样品的预处理方法：称取经风干、粉碎、过200目筛的样品0.2～0.5 g（精确0.000 1 g）于专用聚四氟乙烯消解管中，滴加少量水润湿，再加10 mL硝酸、8 mL氢氟酸、3 mL高氯酸，等其设备温度达到200 ℃时，将其加热90 min左右，在这过程中，消解罐都必须加盖。再冷却10 min左右，再次加4 mL硝酸、1 mL氢氟酸。等温度加到200 ℃，加热120 min，在这过程不需要加盖。随后冷却15 min，最后加2 mL水、0.3 mL硝酸。最后冷却15 min。取出定容到50 mL加盖摇匀，同时做试剂空白。
2 结果与分析
电感耦合等离子体质谱仪测定的结果见表1。原子荧光光谱仪测定汞的结果见表2。
《土壤环境质量标准》（GB15618―2008）中土壤无机污染物的环境质量第二级标准值规定，菜地各重金属的含量限值如下：总镉0.60 mg/kg、总汞0.8 mg/kg、总铅50 mg/kg、总铬250 mg/kg、总镍90 mg/kg；果园土壤中总铜的含量限值是200 mg/kg；其余土壤中各重金属的含量限值如下：总锌300 mg/kg、总硒3.0 mg/kg、总钴40 mg/kg、总钒130 mg/kg、总锑10 mg/kg。由表1可以看出，镉、铅、铬、镍、铜、锌、硒、钴、钒、锑等重金属含量未超过土壤环境质量标准规定的限值，但是硒在地壳中的丰度值为0.08 mg/kg。世界土壤范围值0.01～12.00 mg/kg，中位值0.4 mg/kg；中国4 000个表土样品实测值0.006～9.131 mg/kg，中位值0.207 mg/kg，算术均值0.290 mg/kg，几何均值0.216 mg/kg，95%置信范围0.047～0.993 mg/kg[9]。从表1可以看出，硒的含量严重超出了土壤本底值，一定浓度的硒对植物生长发育有着积极的促进作用，在增加作物产量、提高作物品质方面也有着显著的功效。但是硒过量所导致的各种负面效应，高浓度抑制植物生长，导致植物出苗较弱、生长缓慢、产量下降，同时有机硒转化率下降，甚至有毒害作用。硒主要来自成土母质母岩及生物循环，此外还来源于化学肥料的污染等。
据4 000个表土样品环境背景值中银的实测值为0.001～0.840 mg/kg；中位值0.10 mg/kg；算术均值0.13 mg/kg；几何均值0.11 mg/kg；95%置信范围0.027～0.410 mg/kg[9]。草莓园检测数据发现5个土壤样品中Ag含量均高出土壤的本底值。
镉在地壳中的丰度值为0.20 mg/kg，世界土壤范围值0.01～2.00 mg/kg；中位值0.35 mg/kg；中国土壤样品实测值0.001～13.4 mg/kg，中位值0.079 mg/kg，几何均值0.074 mg/kg，95%置信范围0.017～0.333 mg/kg[9]。高于0.333 mg/kg的土壤可能是土壤镉污染的起始值或土壤Cd的高背景值。
可以看出，草莓园土壤-1和土壤-3的镉含量分别为0.329、0.314 mg/kg，接近土壤本底值的最高限度，镉影响草莓的生长发育，草莓根系是受害最严重的器官，镉污染使草莓的结果能力降低、果实品质下降，甚至会因果实中镉含量超标而不能食用。分析原因可能来源于施肥尤其是磷肥的施用，因为磷矿中含有大量的镉，应引起足够重视。
汞在地壳中的丰度值0.089 mg/kg，世界土壤范围值0.01～0.50 mg/kg，中位值0.065 mg/kg；中国4 092个土壤样品总汞实测值0.001～45.900 mg/kg，中位值0.038 mg/kg，几何均值0.040 mg/kg，95%置信范围0.006～0.272 mg/kg[9]。高于0.5 mg/kg的土壤，即认为已受到汞污染（或为高背景区），对生态会产生不良影响；高于1.0 mg/kg，会对生态造成较严重的危害，生长在这种土壤的粮食，残留汞可能超过食用标准。
从表2可以看出，草莓园土壤中汞的含量超出土壤无机污染物的环境质量二级标准限值，表现为高污染区土壤。汞污染主要来自污灌、燃煤、汞冶炼厂和汞制剂厂（仪表、电气、氯碱工业等）的排放，含汞农药和含汞底泥肥料的使用也是重要的的汞污染源。土壤中的汞是不会对植物生长产生很大影响，但存留在籽实中的汞会通过食物链危害到人体的健康。土壤中的汞含量高与果园长期施用农药有很大关系，另外大气沉降等对土壤汞的累积也会有一定影响，机动车辆使用产生的废气扬尘中含有一定量重金属等。
3 结论与讨论
果园土壤重金属积累到一定程度就会对土壤造成污染，从而影响果树的生长发育和果品品质，再通过食物链对人体健康造成危害。尽管草莓园土壤环境质量为清洁或尚清洁，但土壤中汞含量均超出土壤无机污染物的环境质量二级标准限值，应引起有关部门的重视，采取防范措施，防止果园土壤环境质量恶化。果园土壤重金属污染的防治应坚持预防为主的方针，着重控制和消除污染源，促使其科学施加农药和肥料，尽可能增加有机肥的施用，使其与土壤中的重金属形成螯合物而降低其生物有效性，以降低和逐步消除重金属对果树生产的影响，确保果品生产的优质高效。
结合研究结论提出建议：建立草莓种植园区不仅要在设立后严格把关草莓生长过程中的环境质量，还应在设立前预先调查基地的土壤环境质量，依据土壤环境质量评价结果设立无公害草莓种植基地。就土壤中汞元素而言，含量超过了土壤无机污染物的环境质量二级标准限值，镉元素已经接近土壤本底值的最高限度，但是整体基本符合国家二级土壤环境质量标准对土壤环境要求，个别微量重金属含量在国家一级土壤环境质量标准中，只需对镉、汞2种重金属元素来源进行相应控制。研究区工业生产、交通活动对土壤重金属含量都有显著的影响，因而在工厂周边和道路两旁应设置隔离防护带，以减轻其周边菜地土壤的重金属污染，或者在一定距离之外设置草莓生长基地。同时还应适当调节土壤理化性质，从而改变土壤重金属的吸附与解吸规律，控制土壤重金属的有效态含量。此外，在农业生产活动中，合理的农业生产行为也有助于控制土壤重金属含量。
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