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土壤的形态特征范文1
中图分类号：X171.5 文献标识码：A 文章编号：1672-3791（2013）03（b）-0163-02
土壤重金属污染是指人类活动使重金属在土壤中的积累量明显高于土壤环境背景值或土壤环境质量标准，致使土壤环境质量下降和农田生态环境恶化的现象。重金属的生物毒性不仅与其总量有关，更大程度上由其形态分布所决定。不同的形态产生不同的环境效应，直接影响到重金属的毒性、迁移及在自然界的循环，并可通过植物的吸收和食物链的积累危害人类健康。因此探讨土壤重金属形态分布特征及其影响因素对土壤重金属污染的监测、防治及相关政策的制定具有重要意义[1～2]。
1 土壤重金属形态分布与分析方法
重金属形态是指重金属的价态、化合态、结合态和结构态四个方面，即某一重金属元素在环境中以某种离子或分子存在的实际形式。重金属污染物进入土壤环境以后，与土壤各种固体物质表面产生复杂的化学反应。经过一系列酸碱反应、氧化还原反应、吸附解吸反应、络合离解反应、沉淀溶解反应、生化反应等物理、化学和生物学过程最终将表现为重金属的形态变化。
对于重金属形态，目前尚无统一的定义及分类方法。常见土壤中重金属形态分析方法包括：Tessier等[3]将沉积物或土壤中重金属元素的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态5种形态；Cambrell[4]认为土壤和沉积物中的重金属存在7种形态：水溶态、易交换态、无机化合物沉淀态、大分子腐殖质结合态、氢氧化物沉淀吸收态或吸附态、硫化物沉淀态和残渣态；Shuman[5]将其分为交换态、水溶态、碳酸盐结合态、氧化锰结合态、无定形氧化铁结合态和硅酸盐矿物态等8种形态。Forstner[6]将重金属形态分为交换态、碳酸盐结合态、无定型氧化锰结合态、有机态、无定型氧化铁结合态、晶型氧化铁结合态、残渣态化物沉淀态和残渣态等7种形态。为融合各种不同的分类和操作方法，欧洲参考交流局采用BCR提取法，将重金属的形态分为4种，即酸溶态、可还原态、可氧化态和残渣态。
2 不同土壤重金属生物有效态
重金属的“生物有效态”是土壤重金属各形态中对生物起直接影响的部分，其主要指土壤中能为植物所迅速吸收与同化的那部分重金属，不同重金属的生物有效态不同。
自然土壤中有效态Zn主要以交换态、铁锰结合态及有机态为主[7]。菠菜吸收Zn量与土壤Zn的铁锰氧化态锌呈极显著正相关；蒋廷惠等[8]证明Zn的交换态、氧化锰结合态和有机态含量与盆栽条件下黑麦草吸收量呈显著正相关；张增强等[9]也认为水溶态、交换态和有机结合态Zn的生物有效性较高，而碳酸盐及氧化物结合态和残渣态则较低。但也有学者提出了不同的意见：冉勇等[10]认为，石灰性土壤中玉米吸收Zn主要与土壤中Zn的氧化锰态或无定形铁结合态含量有关。
大部分研究认为Pb的有效态以有机态为主。对于北方常见农作物，利玉双等[11]通过盆栽试验后发现，有机态对作物中Pb含量贡献较大，其他形态贡献不明显。对于南方常见农作物，李冰等[12]通过对成都平原农田土壤Pb的形态特征研究后得出，水稻与小麦中Pb的含量均与土壤中有机结合态Pb含量呈极显著正相关，而油菜籽中Pb的含量与土壤中可交换态Pb、碳酸盐结合态Pb的含量呈极显著正相关。而周泳[13]在研究了三种紫色土后认为，碳酸盐结合态或弱结合态Pb对水稻的直接影响最大。
3 土壤重金属形态差异影响因素
3.1 土壤pH的影响
pH对土壤重金属形态影响较大，一般情况下，交换态重金属含量与pH呈负相关，而碳酸盐结合态含量与pH呈正相关[14]。
交换态重金属含量随着pH变化的原因主要包括五个方面：一是随土壤体系pH升高，土壤中粘土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷增加，对重金属离子的吸附力加强，使溶液中重金属离子的浓度降低；二是Cd，Zn等重金属在氧化物表面的专性吸附随pH的升高而增强，pH上升时大部分被吸附重金属转变为专性吸附；三是土壤有机质—金属络合物的稳定性随pH值的升高而增大，从而使溶液中重金属浓度降低；四是随着pH升高，土壤溶液中铁、铝、镁离子浓度减小，使土壤有利于吸附Cd，Zn等重金属离子；五是pH升高后土壤溶液中多价阳离子和氢氧离子的离子积增大，生成该种重金属元素沉淀物的机会增大。由于pH能改变无机碳含量，同时影响碳酸盐的形成和溶解，因此碳酸盐结合态重金属含量与pH和碳酸盐含量成正比。在pH足够低时，由于碳酸盐溶解而释放，根际的代谢产物H2CO3及其它酸性物质又可降低根际的pH，促进植物对碳酸盐结合态重金属的吸收，因此镉、锌化学形态在交换态和碳酸盐结合态之间转移[15]。
有机态重金属含量与pH同样具有密切的相关性。除Cu外，大部分重金属的有机态含量都随pH的升高而增加。这与土壤有机质的性质密切相关：随pH升高，有机质溶解度增大，络合能力增强，因此大量金属被络合。有机态Cd、Co和Ni的增量除受体系pH的影响外，还受土壤起始pH影响，而Cu和Pb的增量与起始pH无关。Cd、Zn的铁锰氧化态含量随pH的升高缓慢增加，当pH在6以上时，其含量随pH升高迅速增加，其原因可能为土壤氧化铁锰胶体为两性胶体[16]。
3.2 有机质的影响
土壤有机质是指存在于土壤中的各种含碳的有机物，它包括各种动植物残体，微生物体及其分解合成的有机物质。研究表明：一般情况下，土壤中有机质浓度与机质结合态、氧化物结合态及碳酸盐结合态重金属含量成正比。有机质结合态重金属占土壤重金属总量的比例随土壤有机质积累而增高。华珞等[17]通过分析得出在不同的镉、锌污染水平上，随着有机肥施用量的增加，有机络合态锌含量也逐渐增加。Wang DY等[18]在研究紫土时发现，随土壤中腐殖质浓度的增加，有机汞浓度增加，而有效态汞减少。蒋廷惠、范文宏[19～20]等也得出了相似的结论。其机理可能在于：有机质具有大量的官能团，对镉、锌离子的吸附能力远远超过任何矿质胶体，且腐殖质分解形成腐殖酸可与土壤中镉、锌形成的络合物，从而使有机态重金属含量增加。同时，有机质的存在利于氧化铁的活化，从而使土壤氧化物结合态重金属含量与有机质含量成正比。
土壤中有机质含量对可溶态重金属含量的影响，不同的学者通过不同研究得出了不同的结论。一般认为，土壤中有机质浓度的增加能使可溶态重金属含量减少。如在施用有机肥后，土壤有效态镉含量显著降低，降幅约为40%[21]；在西北地区黄色粘土中添加不同浓度腐殖酸后发现，土壤中可溶态重金属急剧减少60%～80%，而碳酸盐结合态及有机结合态都有所增加[22]；沉积物添加胡敏酸后得出：随着胡敏酸的加入，沉积物中重金属的可交换态含量都不同程度降低。造成可溶态重金属含量降低是由于大部分有机质是有效的吸附剂，能极大地降低重金属离子的活度[23]，从而使土壤中可溶态重金属含量下降。也有研究得出了不同的结论。
3.3 石灰的影响
石灰是碱性物质，石灰施入土壤一方面调节土壤pH值；另一方面通过与土壤中其他物质发生反应，从而影响土壤重金属形态分布。不同母质土壤中，水溶态Cd随石灰用量的增加而急剧减少，pH大于7.5时94%以上的水溶态Cd进入土壤中；交换态Cd在pH小于5.5时随石灰用量的增加而增加，pH大于5.5时随石灰用量增加而急剧减少；氧化物结合态Cd随石灰用量的增加而增加；残留态Cd随石灰用量的增加而增加[24]。在强酸性赤红壤中加入石灰将pH提高到6.5和7.5后，土壤有效态含量将会大幅度降低[25]。石灰影响土壤重金属形态变化的机理可能在于：在较低石灰水平下，土壤中有机质上的主要官能团羟基和羧基与OH-反应，促使土壤表面带负电荷，同时粘土矿物表面羟基与OH-发生反应，使表面羟基带负电荷，土壤表面可变电荷增加，从而降低了土壤重金属专性吸附比例。此过程中，OH-还与CO2反应生成CO32-，而碳酸根可与部分重金属离子生成难溶的碳酸盐，且随pH升高，难溶性重金属盐含量将增加。
3.4 土壤其它特性的影响
土壤中稀土含量、含水率、白云石含量及颗粒粒径等特性对土壤重金属形态分布都有一定影响。研究表明，黄褐土中土壤中交换态Fe、Mn、Zn的含量随稀土处理浓度的升高呈线性升高。淹水条件下交换态Cd含量随时间下降迅速，而适度水分时铁锰态Cd含量要显著高于淹水条件下的Cd含量。梁丽芹等[26]通过室内土壤培养实验得出，高S处理条件下可交换态Pb有升高的趋势；白云石处理条件下显著促进了可交换态Pb向碳酸盐结合态和铁锰氧化态转化，且S的添加不足以改变白云石粉对黄褐土中Pb形态的影响。
4 展望
目前土壤重金属污染监测主要以测定元素总量为主，对各重金属元素形态特征的监测分析多处于研究阶段，在实际的环境监测工作中尚未开展。因此，探索出一种普遍接受且适用的土壤重金属形态分析方法仍是今后迫切需要研究的问题。同时，复合考虑多因素对土壤重金属赋存形态分布影响，从而得出重金属污染土壤修复的理论依据具有重要意义。
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土壤的形态特征范文2
关键词 温室草本花卉；形态特征；栽培管理；应用
中图分类号 S68；S629 文献标识码 B 文章编号 1007-5739（2016）03-0193-01
近几年来，随着周口市创建全国绿化模范城市和国家园林城市工作的开展，周口市城镇化建设和园林绿化发展较快，公园、生态园、小游园等园林花卉植物品种不断丰富和发展，仅周口市东新区文昌生态园就有园林花卉植物80余种，文昌生态园是在周口市国营苗圃场苗圃基地上建成的综合性植物公园，园内建有热带日光温室1座，内栽多种温室草本花卉和热带植物。笔者经过观察实践，总结了肾蕨等6种温室花卉的生长习性及栽培技术，以供种植者参考。
1 肾蕨
1.1 形态特征与习性
肾蕨为多年生草本花卉，株高30～40 cm，叶片长而狭窄呈羽状复叶，簇生基部，长30～60 cm。子囊群生于叶背，暗褐色。喜温暖、半阴和湿润，忌阳光直射。
1.2 栽培管理
春季孢子繁殖或分株繁殖，分株繁殖在全年均可进行。不耐寒，喜阴湿，如果光线过强，叶片发黄以致晒焦，夏季荫棚下养护。生长期多喷水或浇水，光照不可太弱，否则生长弱易落叶，冬季应减少浇水，置中温室靠北面。
1.3 应用
盆栽作室内布置用，作插花配叶。常见的有铁线蕨、圆叶铁线蕨、大鳞毛蕨等。
2 万年青
2.1 形态特征与习性
万年青为多年生常绿草本花卉。具粗壮地下茎，无地上茎。叶基生，长圆形，革质，具长而直立坚硬的叶柄。花单生于根茎之上并贴于地面，褐紫色不明显。喜温暖潮湿，耐寒，极耐荫，耐贫瘠土壤。
2.2 栽培管理
采取分株繁殖。分株在春季结合换盆进行。生长强健，不需精细管理，满足荫、湿环境条件，生长旺季施以肥水。注意通风良好，以防介壳虫为害。
2.3 应用
室内观叶，插花衬叶。常见的有作为观叶植物应用的万年青、金边万年青、一叶兰、卵叶蜘蛛抱蛋等。
3 龟背竹
3.1 形态特征与习性
龟背竹为多年生常绿藤本。气根发达，叶互生，幼叶心形无孔隙，长大后呈广卵形，呈羽状深裂，叶脉间有长椭圆形穿孔，革质。佛焰苞片淡黄色，花穗乳白色，开时芳香，花期8―9月，浆果成熟期10月。喜温暖潮湿气候，对土壤要求不严，不宜阳光直射。
3.2 栽培管理
春季、秋季压条繁殖，或春季扦插繁殖，也可播种繁殖。避免阳光直射，入室后置北面，4―9月生长旺季应常给叶面喷水，并施液肥。适当剪除气根。冬季保持室温15 ℃左右。
3.3 应用
龟背竹为优良的室内观叶植物，应用广泛。
4 白蝴蝶
4.1 形态特征与习性
白蝴蝶多年生草本攀援植物，茎长达2～3 m。叶互生，绿色，有大面积的白晕，叶三角形，先端渐尖，基部两裂。喜高温高湿、不耐寒。喜半荫，也极耐荫，忌强光直射，喜微酸性土壤。
4.2 繁殖技术
扦插极易成活，生长旺盛的植株在基部常会萌发许多侧枝。当侧枝长出3～5片叶时，可将第2节以上的枝梢剪下来，剪截成长10 cm左右的插条。如果枝条已经长根，可直接剪下盆栽。插床宜选用细沙为好，插床温度应保持在25 ℃以上，以利促进生根。待新芽长出后即可上盆分栽。
4.3 栽培管理
于温室栽培，宜放花于散光处，保持良好的通风，需设立支柱，生长季每月施1次完全肥。夏季茎叶生长迅速，盆栽观赏需摘心整形。吊盆栽培，茎蔓下垂，如过长或过密也需疏剪整形，保持优美株态。成年植株在春季换盆时可重剪，以重新萌发更新。室内养护，切忌盆土过湿，否则遇低温多湿，会引起根部腐烂死亡或叶片黄化脱落，影响观赏价值[1-2]。
4.4 应用
白蝴蝶为优良的室内观叶植物，可供吊盆观赏。常见的栽培品种有绿蝴蝶等。
5 五色苋
5.1 形态特征与习性
五色苋为匍匐的多年生草本，观叶植物，一至二年生，多作一年生栽培。分枝多而密，茎直立斜生，节膨大，高10～20 cm。单叶对生，叶匙形或披针形，红色、黄色或紫褐色，或绿色中具彩色斑。叶柄极短。花腋生头状，色灰白不明显[3-4]。
喜光，略耐阴。喜温暖湿润环境。不耐热，也不耐旱。极不耐寒，冬季宜在15 ℃温室中越冬。夏季生长快，尤以雨季生长旺盛，深秋时叶色鲜艳。
5.2 繁殖技术
采取扦插繁殖。春、夏、秋季均可繁殖。摘取具2节的枝作插穗，以3 cm株距插入沙、珍珠岩或土壤中，插床适温22～25 ℃，7～10 d可生根。
5.3 栽培管理
主要是保存母株。8月下旬至9月上旬选优良插条，插于深10 cm、土层8 cm的塑料箱内。9月下旬移入温室，需通风良好，光照充足，室温20 ℃左右，节制水分，越冬。花坛内五色苋应适时修剪，喷水，时间长可追施尿素，一般不施肥。
5.4 应用
五色苋可制作毛毡花坛，也可盆栽用于拼装花坛镶边。
6 绿宝石喜林芋
6.1 形态特征与习性
绿宝石喜林芋为多年生常绿藤本。叶片卵圆形、有光泽、全缘，叶片为绿色，茎、叶柄、嫩梢均为绿色。茎上着生气生根，花为佛焰花序，绿色。
性喜阳光、忌强光、稍耐荫，喜湿润但忌土壤水分过大，喜温暖、不耐寒。
6.2 繁殖技术
用扦插法繁殖，生长季节扦插易生根。
6.3 栽培管理
绿宝石喜林芋为蔓生，必须立支柱供其攀援，保持较高的空气湿度，生长旺季每月可施1次完全肥。
6.4 应用
绿宝石喜林芋为优良的室内观叶植物。常见的栽培品种有红宝石喜林芋、绒叶喜林芋、姬喜林芋、琴叶喜林芋、春羽、红翠喜林芋等。
7 参考文献
[1] 张俊叶.花卉栽培技术[M].北京：中国轻工业出版社，2014.
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土壤的形态特征范文3
关键词：三峡库区；消落带；土壤重金属含量；分布特征；污染评价
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2013）15-16-03
The Characteristics and Assessment of Heavy Metal Concentrations in Fluctuation Zone of Three Gorges Reservoir Area
Mo Fuxiao et al.
（School of River and Ocean Engineering，Chongqing Jiaotong University，Chongqing 400074，China）
Abstract：This study was devoted to fluctuation zone of Three Gorges reservoir area in Yunyang and the concentrations of Cu，Zn，Pb，Cd and Cr were determined which ranged from 175m to 163m in water-level-fluctuating zone soils. The result indicated that the total concentrations of Cu，Zn，Pb，Cd and Cr were 58.09mg/kg，108.93mg/kg，15.18mg/kg，0.46mg/kg and 71.81mg/kg，respectively. The profile distribution characteristics of heavy metal content changed regularly：the content of Cu，Cr and Zn in surface soil is higher than that of in the deep soil，but the content of Cr and Zn in surface soil is lower than that of in the deep soil at the dry-wet alternation；Content characteristics of Pb and Cd was the same，emerged as the surface is less than deep and the surface is more than deep at the dry-wet alternation. The study area was contaminated by Cd，Cu，Zn and Cr in varying degrees，but far from the Pb pollution；however pollution of Cd was particularly serious，even beyond the background value more than three times.
Key words：Three Gorges reservoir area；Fluctuation zone；Heavy metal in soil；Characteristic；Pollution assessment
消落带是因水库调度引起的水位涨落而于库区周围形成的一段特殊区域。在人工调控下，三峡库区水位的周期性涨落会在两岸形成垂直落差30m、面积约348.9km2的消落带。消落带是水生生态系统与陆生生态系统的过渡地段，其土壤理化性质及重金属含量严重影响库区水质和周围动植物的生命活动。消落带土壤重金属污染具有隐蔽性强、形态多变、无法被生物降解、容易在生物体内累积等特点[1]，并能通过食物链在生物体内不断富集，最终将严重危害人类的健康[2-3]。笔者对三峡库区消落带云阳段不同高程、不同采样深度土壤剖面的重金属Cu、Zn、Pb、Cd和Cr含量与分布特征进行分析和研究，进一步评价该区土壤重金属污染情况，以期为库区生态环境治理和农田可持续发展奠定理论依据。
1 材料与方法
1.1 土样采集及调查 2012年4月，在重庆市云阳县境内沿长江主要次级河流的三峡库区消落带的荒地采集土样。根据土地利用状况及周围环境情况布设采样点[4]，选择177m、175m、170m、165m和163m高程的5个采样点分别采集0～10cm和10～20cm层次的土样，每个土样采集1kg，共10个土样。163m水位是水土接壤处，处于干湿交替状态；170m高程处有排水沟。土样经室内自然阴干，除去碎石、植物根等杂物，经四分法混合均匀后研磨过100目筛，装入塑料自封袋编号备用[5]。
1.2 测定指标监测项目与分析方法 主要监测项目为Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 5项指标。分析方法均按照土壤环境监测技术规范（HJ-T166―2004）规定的分析方法测定Cu、Zn、Pb、Cd和Cr[6]：Cu、Zn、Cr采用火焰原子吸收分光光度法；Pb、Cd采用石墨炉原子吸收分光光度法。；pH值采用便携式土壤pH计（IQ150-美国）测定。研究区10个土样pH为5.23～5.80，均值为5.56。
1.3 评价标准及方法 选用国家土壤环境质量标准（GB15618―1995）自然背景和三峡库区土壤背景值[7]做参照值（见表1）对库区Cu、Zn、Pb、Cd和Cr进行评价。
表1 土壤环境质量标准（mg/kg）
[重金属＼&Cu＼&Zn＼&Pb＼& Cd＼&Cr＼&自然背景＼&35＼&100＼&35＼&0.20＼&90＼&三峡库区背景值＼&25.00＼&69.88＼&23.88＼&0.134＼&78.03＼&]
采用单因子指数法评价土壤重金属污染情况。单因子污染指数计算公式如下：
Pi =ρi / si
其中：Pi为土壤污染物i的污染指数；ρi、si为污染物i的实测和参照浓度（mg/kg）。
Pi≤1，土壤重金属含量未超标，不影响作物生长发育和人体健康；Pi>1，土壤重金属含量超标，危害作物生长发育和人体健康。
2 结果与分析
2.1 消落带研究区内各采样点土壤的pH、重金属含量 消落带研究区内10个不同高程采样点土壤均偏酸性，pH为5.23～5.80，均值为5.56，土壤重金属含量统计结果见表3。
表3 各采样点重金属含量（mg/kg）
[编号＼&Cu＼&Zn＼&Pb＼&Cd＼&Cr＼&177m（0～10）＼&82.7＼&193.8＼&14.2＼&0.45＼&80.3＼&177m（10～20）＼&54.8＼&60.2＼&17.3＼&0.47＼&64.4＼&175m（0～10）＼&50.9＼&98.1＼&15.5＼&0.46＼&85.9＼&175m（10～20）＼&47.3＼&46.4＼&17.9＼&0.55＼&40.0＼&170m（0～10）＼&72.8＼&97.6＼&10.6＼&0.40＼&95.0＼&170m（10-20）＼&74.9＼&142.3＼&12.9＼&0.41＼&74.4＼&165m（0～10）＼&47.5＼&109.2＼&15.6＼&0.54＼&62.7＼&165m（10～20）＼&26.3＼&54.6＼&16.0＼&0.51＼&70.7＼&163m（0～10）＼&67.8＼&138.8＼&19.1＼&0.49＼&47.8＼&163m（10～20）＼&55.9＼&148.3＼&13.1＼&0.33＼&96.9＼&]
2.2 重金属剖面分布特征
2.2.1 Cu 图1显示，177m至163m各高程Cu含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，这与土壤有机质含量最高有关[8]，有机质的吸附作用使0～10cm的Cu含量高于10～20cm。170m高程0～10cm和10～20cm的Cu含量均较高，这与排水沟促使重金属Cu在此积累有关。
图1 Cu的剖面分布
2.2.2 Zn 图2显示，170m和163m高程处分别是排水沟和水土接壤处，二者的Zn含量表现出0～10cm低于10～20cm，消落带土壤中重金属Zn的含量与库区土壤被水体淹没时间的长度相关，淹没时间越长消落带土壤表层中重金属Zn向库区水体迁移的量越多[10]。Zn在177m、175m和165m高程消落带土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量高。而且Zn在177m表层处出现最大值，这与农业活动中施用Zn肥和含Zn农药相关[9]。
图2 Zn的剖面分布
2.2.3 Pb 图3显示，170m和163m高程处分别是排水沟和水土接壤处，二者的Pb含量表现出0～10cm高于10～20cm，这是Pb在水土接壤处沉积、扩散、吸附所致。Pb在177m、175m和165m高程消落带土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量低，因为Pb在重力作用下随水向土壤深层迁移、也可随地表径流移动，从而可以在消落带土壤深层积累[11]。Pb的剖面分布特征与Zn刚好呈相反的状态。
图3 Pb的剖面分布
2.2.4 Cd 由图4可知，177m至163m各高程Cd含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，与Cu的剖面分布特征相同，这是由于Cd在库区消落带表层土壤中的可提取态含量较高[12]。在排水沟和水土接壤处Cd的平均含量均低于其他高程Cd的含量，说明Cd在淹没状态下不易沉积在土壤中。
图4 Cd的剖面分布
2.2.5 Cr 由图5可知，177m至163m各高程Cr含量在0～20cm土层中随土层加深而降低，与Cu、Cd剖面分布特征相同，因为Cr在土壤中主要以残渣态存在[12]，能较稳定的存在于原生矿物晶格中，而且在土壤中较稳定[13]。而且土壤的吸附作用和Cr以强结合能力吸附在土壤中的铁、锰氧化物上，向表层迁移、富集[14]。
图5 Cr的剖面分布
2.3 重金属污染程度评价 由表2可以看出，采取国家自然背景和库区背景数据进行相关分析，单因子污染指数Pi：Cd>Cu>Zn>Cr>Pb。其中，Cd、Cu污染程度最为严重，Zn、Cr污染程度相对轻一些，评价区域土壤未受到重金属Pb的影响。总体上，研究区域受到重金属Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染。研究区内全部都受到重金属Cd、Cu的严重影响，大多数地方受到重金属Zn的污染，大多数地方不受Cr污染。研究区内以Cd污染尤为严重，甚至超出三峡库区土壤背景值3倍以上。Cd元素是三峡库区土壤污染较严重的元素，在上游重庆工业发达的主城区较下游Cd污染严重，属“工业污染因子”[12]。在水体作用下，位于库区下游的云阳县土壤亦受到上游水体的影响，呈现出以重金属Cd污染最为严重的现象。相关学者研究表明，三峡库区消落带土壤重金属污染以Cd污染最为严重[15-16]。
表2 研究区重金属污染指数（Pi）
[编号＼& Cu ＼& Zn ＼& Pb ＼& Cd ＼& Cr ＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&自然背景值＼&库区＼&177m（0～10）＼&2.36＼&3.31＼&1.94 ＼&2.77 ＼&0.41 ＼&0.59 ＼&2.35 ＼&3.51 ＼&0.89 ＼&1.03 ＼&177m（10～20）＼&1.57＼&2.19＼&0.60 ＼&0.86 ＼&0.49 ＼&0.72 ＼&2.25 ＼&3.36 ＼&0.72 ＼&0.83 ＼&175m（0～10）＼&1.45＼&2.04＼&0.98 ＼&1.40 ＼&0.44 ＼&0.65 ＼&2.75 ＼&4.10 ＼&0.95 ＼&1.10 ＼&175m（10～20）＼&1.35＼&1.89＼&0.46 ＼&0.66 ＼&0.51 ＼&0.75 ＼&2.30 ＼&3.43 ＼&0.44 ＼&0.51 ＼&170m（0～10）＼&2.14＼&3.00＼&0.98 ＼&1.40 ＼&0.45 ＼&0.65 ＼&2.10 ＼&3.13 ＼&1.06 ＼&1.22 ＼&170m（10～20）＼&2.08＼&2.91＼&1.42 ＼&2.04 ＼&0.37 ＼&0.54 ＼&1.95 ＼&2.91 ＼&0.83 ＼&0.95 ＼&165m（0～10）＼&1.36＼&1.90＼&1.09 ＼&1.56 ＼&0.30 ＼&0.44 ＼&2.70 ＼&4.03 ＼&0.79 ＼&0.91 ＼&165m（10～20）＼&0.75＼&1.05＼&0.55 ＼&0.78 ＼&0.46 ＼&0.67 ＼&2.55 ＼&3.81 ＼&0.70 ＼&0.80 ＼&163m（0～10）＼&1.94＼&2.71＼&1.39 ＼&1.99 ＼&0.55 ＼&0.80 ＼&2.45 ＼&3.66 ＼&1.08 ＼&1.24 ＼&163m（10～20）＼&1.60＼&2.24＼&1.48 ＼&2.12 ＼&0.37 ＼&0.55 ＼&1.65 ＼&2.46 ＼&0.53 ＼&0.61 ＼&平均值＼&1.66 ＼&2.32 ＼&1.09 ＼&1.56 ＼&0.44 ＼&0.64 ＼&2.31 ＼&3.44 ＼&0.80 ＼&0.92 ＼&]
3 小结
（1）研究区消落带土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cd和Cr的含量分别为58.09mg/kg、108.93mg/kg、15.18mg/kg、0.46mg/kg和71.81mg/kg。
（2）不同高程和不同采样深度的土壤重金属含量差异较大。由于土壤的截留作用，总体上表层土壤重金属Cu、Cr、Zn含量高于深层土壤，在干湿交替处出现表层Zn、Cr含量低于深层含量，这是由于淹没时间越长消落带土壤表层中重金属Zn向库区水体迁移的量越多，呈现出表层含量低于深层含量，即干湿交替有利于Zn、Cr的解析。
（3）研究区土壤重金属Pb、Cd含量的剖面分布特征相同，都呈现出表层土壤含量低于深层土壤，而在干湿交替处出现表层含量高于深层含量，表层土壤Pb、Cd的含量低于深层土壤是因为在重力作用下随水向土壤深层迁移。而163m高程处所含重金属Pb、Cd为土壤表层比深层的含量高，是由于Pb在水土接壤处的表层沉积、吸附所致和Cd在消落带表层土壤中的可提取态含量较高相关。
（4）单因子污染指数表明，研究区域受到重金属Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染，而不受Pb污染。研究区内全部都受到重金属Cd、Cu的严重影响，大多数地方受到重金属Zn的污染，大多数地方不受Cr污染。研究区内以Cd污染尤为严重，甚至超出三峡库区土壤背景值3倍以上。
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土壤的形态特征范文4
关键词：黄河三角洲；棉田；地膜残留；分布特征
中图分类号：S562文献标识号：A文章编号：1001-4942（2016）06-0084-04
20世纪中后期，地膜开始在日本和欧美等发达国家的农业生产中应用，80年代引入我国，极大地推动了我国的农作物增产和作物适作区扩大，并逐渐成为农田增温保墒、农业高产稳产的重要手段，被广泛应用于农业生产之中[1～3]。目前，我国每年地膜使用量约120万吨，高居世界第一；地膜覆盖作物已超过50种；年地膜覆盖面积达2 333万公顷左右，应用区域遍及全国。但是，近年来由于超薄地膜的大量使用以及残膜回收再利用技术、机制欠缺，使曾经的“白色革命”逐步演变为“白色污染”，残膜在土壤中残留并不断累积，破坏土壤结构、降低耕地质量，并对作物生长、农机操作、农业环境等产生负面影响[4～6]。农田地膜残留污染问题日益突出，并成为地膜应用推广的瓶颈之一，是制约我国农业可持续发展的重要因素之一。
作为全国农业大省的山东，地膜覆盖规模大、涉及作物种类多。农村经济统计数据显示，山东省从1991年开始使用地膜，当年地膜使用量为3.56万吨。2001年，全省地膜使用量超过10万吨，10年增长近两倍。2007年，全省地膜使用量超过15万吨，增长迅猛。2012年，全省地膜覆盖面积达240万公顷，占全省农作物播种总面积的22%。山东是全国重要的棉花传统产区，是仅次于新疆的第二大产棉省份；其中，黄河三角洲地区是山东省的棉花主产区，其种植面积超出全省的1/3。2003～2012年，棉花种植面积累计达846万公顷以上，10年内棉田累计投入地膜25万吨以上。山东省已成为我国最大的地膜污染地区之一。
有研究表明，棉田土壤中地膜残留量可达200～400 kg/hm2，且主要集中在0～30 cm耕层中[7]；还有研究表明，土壤中的残膜每年正在以11.2 kg/hm2的速率增加[8]。研究黄河三角洲地区棉田地膜残留特征，客观、全面地掌握区域棉田的残膜污染状况，探寻残膜污染的特点、变化趋势，对提高区域内棉田土壤质量、保障棉田生态环境的可持续发展、棉田生态系统安全和人类健康具有重要的理论和现实意义，也可为同类区域棉花生产与棉田科学管理提供参考。
1材料与方法
1.1试验区概况
试验区位于山东省东营市，属暖温带大陆性季风气候，多年平均气温12.8℃，无霜期206天，≥10℃积温约4 300℃，可满足农作物的两年三熟。多年平均降水量555.9 mm，全年降水量的65%集中在夏季，降水量年际变化大，易形成旱、涝灾害。试验区土壤为盐化潮土，同属滨海盐碱土，适宜种植棉花，为鲁北滨海棉区。棉花种植以覆膜栽培为主，地膜用量在25～30 kg/hm2之间，地膜厚度一般在0.003～0.006 mm之间。
1.2残膜收集与处理
2015年春季棉田整地以前，选择5个典型地块，面积约0.33 hm2，覆膜历史20年以上。每个监测地块选择7 个规格为100 cm×200 cm样方，土壤深度20 cm。划定采样样方后，边挖土边清捡残留地膜，遇大土块需砸碎，过筛采集残膜。将采集的残膜带回实验室，去除附着在残膜上的杂物并清洗，洗净后用吸水纸吸干残膜上的水分，小心展开卷曲的残膜，防止残膜破裂，放在干燥处自然阴干，根据残膜面积大小（0～25、25～100 cm2和大于100 cm2）分类统计残膜的片数、重量，利用万分之一电子天平进行称重。
1.3分析方法
用Microsoft Excel进行数据处理、统计分析以及图表绘制等。
2结果与分析
2.1棉田地膜残留数量的变化
土壤中地膜残留是残膜长期在土体累积的结果，土壤中的残留量与地膜特性、农艺措施、耕作精细化程度、覆膜年限等密切相关。河北邯郸棉田土壤的地膜残留量为59.1～103.4 kg/hm2；新疆棉区土壤的地膜残留量为218.8～381.1 kg/hm2[3，7]；2007年第一次全国污染源普查结果表明，全国覆膜农田地膜残留总量达12.10万吨（中华人民共和国环境保护部、中华人民共和国国家统计局、中华人民共和国农业部，2010）；与此同时，土壤地膜残留量的区域性差异很大，不同棉花产区土壤的地膜残留量各不相同。对黄河三角洲棉区土壤地膜残留调查与监测的结果（表1）表明：棉田覆膜种植20年以上时，土壤地膜残留量为18.84～53.53 kg/hm2，仅从残留量看，远低于新疆、河北等地，但地块间差异较大。调查还发现，20世纪80年代初使用的地膜厚度一般为0.05～0.10 mm，近几年超薄地膜大范围推广，地膜厚度多低于0.008 mm，甚至只有0.004 mm，地膜超薄，抗拉力差、易碎，加大了地膜回收的难度，导致土壤中地膜残留量骤增。
土壤的形态特征范文5
关键词：土壤；新型肥料；氮素淋失；地球化学响应
中图分类号 S158 文献标识码 A 文章编号 1007-7731（2016）08-16-05
Abstract：Nitrogen leaching is an important way of nitrogen loss，which makes it the dominant process accounting for nitrate pollution in groundwater. Therefore，it is of great significance to study the characteristics of nitrogen leaching in soil which may pave a way for groundwater nitrogen pollution prevention and control.In our study，soil column method was used to study nitrogen transport and leaching behavior of new emerging fertilizers in soil. Meanwhile，the geochemical responses of soil to nitrogen leaching were analyzed and the leaching amounts of main nitrogen species were determined.The results showed that nitrogen leaching losses were significantly different between new emerging fertilizers and traditional nitrogen fertilizers. Nitrogen leaching losses of urea，slow-release fertilizer and stabilized fertilizer were 208.66，131.95 and 125.24 kg・hm-2，respectively.The nitrogen leaching rates of slow-release fertilizer and stabilized fertilizer（32.98% and 31.31%）were lower than that of urea（52.16%），which indicated that slow-release fertilizer and stabilized fertilizer significantly reduced nitrogen losses.Nitrate，ammonium and dissolved organic nitrogen respectively accounted for 49.89%～75.19%，6.48%～12.77% and 14.92%～31.31% of the nitrogen leaching amount，which demonstrated that nitrate nitrogen was the main form of nitrogen leaching，followed by dissolved organic nitrogen and ammonium nitrogen.
Key words：Soil；New emerging fertilizers；Nitrogen leaching；Geochemical response
地下水是一种宝贵的自然资源，是人类生产生活中重要的供水水源之一，一旦被污染便难以治理[1-2]。近些年来，青岛市大沽河流域地下水污染日益严重，调查表明，大沽河地下水中硝态氮超标率为73.7%，最高浓度达到106mg・L-1，超标近10倍[3-4]。由此可见，大沽河地下水源地硝酸盐污染控制已经到了刻不容缓的地步。
土壤的形态特征范文6
[关键词]细虫草；膨大弯茎霉；鉴定；抑菌；新疆
新疆细虫草Ophiocordyceps gracilis （Grev.）G. H. Sung， J. M. Sung， Hywel-Jones & Spatafora [1]是指虫草菌寄生在蝙蝠蛾科阿尔泰无钩蝠蛾Ahamus altaicola Wang.幼虫，并形成子座及幼虫尸体的复合体[2-4]，无性型为羽束梗孢Paraisaria dubia（Delacr.）Samson & Brady。新疆细虫草分布于阿尔泰山脉的雪线以下，分布海拔为1 400～2 100 m，是阿勒泰山脉特有的虫草资源，为传统的哈萨克民族药。索菲娅等[5-6]对新疆细虫草与冬虫夏草的化学成分比较分析，发现新疆细虫草中D-甘露醇的质量分数为120.3 mg・g-1，多糖为3.32%，腺苷为237.7 μg・g-1，均与冬虫夏草样品接近，氨基酸的种类含量与冬虫夏草基本一致。新疆细虫草一直以来被作为冬虫夏草的替代品入药使用，主要功效可保肺肾、补精髓、化痰止劳咳等，被收入新疆维吾尔自治区药品标准[7]。
本研究从新疆细虫草菌核分离得到1株出现频率较高的白色菌株，编号为SFYT002，通过多次传代培养，对菌株SFYT002进行形态学和分子鉴定，同时对该菌株进行体外抑菌活性测定，对该菌株的活性进行初步分析，旨在为新疆细虫草相关真菌的开发利用提供基础资料。
1 材料和方法
1.1 虫草
2009年8月，新疆细虫草采自新疆阿勒泰地区阿勒泰林场西伯利亚落叶松林下草丛，编号SCALT1007-002，经过多批次分离，从虫草菌核分离得到非新疆细虫草无性型的伴生真菌，编号SFYT002，保存于云南大学中草药生物资源研究所云百草实验室。
1.2 供试菌种
大肠杆菌Escherichia coli，金黄色葡萄球菌Staphyloccocus aureus，枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis，变形杆菌Proteus vulgaris。以上菌种由新疆大学生命科学与技术学院植物资源实验室提供，用LB培养基培养。
1.3 菌株分离纯化
取新疆细虫草菌核，洗净，75%乙醇擦洗表面，并浸泡1～2 min，然后用0.1%的氯化汞溶液浸泡5 min，再用无菌水冲洗3次，将菌核切开，利用镊子将菌核内菌丝接种于PDA培养基上，24 ℃恒温培养。
1.4 菌株形态观察
将分离纯化的菌株点接于加有1%蛋白胨的PDA培养基上进行继代培养，在24 ℃恒温培养，进行形态观察。观测菌株在平板上的生长特征，包括菌落形态、菌丝颜色等。采用载玻片法培养，对菌株进行显微形态特征的观察，主要包括菌丝生长特征、孢子大小、颜色、形状和产孢结构类型等。
1.5 菌株分子鉴定
1.5.1 菌株总DNA的提取 PDA培养基固体培养7 d，于无菌条件下刮取菌丝，采用改良的CTAB法[8]提取菌株总DNA。
1.5.2 菌株ITS序列和18S rDNA序列扩增及测序 ITS（internal transcribed spacer）序列引物为通用引物ITS4和ITS5，18S序列引物利用Primer5自行设计，18SF：5′-TCTCAAAGATTAAGCCATGC-3′，18SR：5′-TCACCAACGGAGACCTTG-3′。引物由北京六合华大基因科技股份有限公司合成。扩增的反应体系（50 μL）：灭菌去离子水33 μL，10×Buffer （含2 mmol・L-1 Mg2+）5 μL，2.5 mmol・L-1 dNTP 4 μL，二甲基亚砜（dimethyl sulfoxid，DMSO）2.5 μL，10 μmol・L-1 Primer1（正向引物）和Primer2（反向引物） 各2 μL，5 U Taq酶 0.5 μL，DNA模板1 μL。扩增程序ITS为：95 ℃ 4 min；94 ℃ 45 s，52 ℃ 45 s，72 ℃ 50 s，循环8次，每循环退火温度降低0.5 ℃；94 ℃ 45 s，48 ℃ 45 s，72 ℃ 50 s，循环25次；72 ℃ 10 min，4 ℃保存。18S为：95 ℃ 4 min；94 ℃ 1 min，52 ℃ 1mins，72 ℃ 2 min，循环8 次，每循环退火温度降低0.5 ℃；94 ℃ 1 min，48 ℃ 1 min，72 ℃ 2 min，循环25次；72 ℃ 10 min，4 ℃保存。电泳检测及PCR产物回收纯化，用1%琼脂糖胶检测DNA，选取条带清楚并无杂质的样品的送往北京六合华大基因科技股份有限公司进行直接测序。
1.5.3 测序数据处理及分析 获得测序结果后，对N值和计算机误读的个别碱基进行人工修饰。采用BLAST进行序列相似性搜索，从Genbank数据库下载相关序列。使用ClustalX 2.1将以上序列进行多序列比对，用MEGA5软件对序列进行统计分析和分支分析，以Kimura双参数模型计算各序列间的遗传距离，获得遗传距离矩阵以遗传距阵为基础构建最大似然法maximum likelihood（ML）分子系统发育树，用自展法（bootstrap）检验系统树，自展数据集为1 000次。
1.6 菌株抑菌活性研究
1.6.1 菌丝发酵液制备 将菌株SFYT002接种于加有1%蛋白胨的PDA液体培养基， 150 r・min-1，25 ℃条件下培养5～10 d左右，待其摇出明显的菌丝球长满整个培养瓶时，过滤，收集上清液，备用。滤得菌丝体烘干，粉碎，备用。
1.6.2 菌丝提取液制备 参考乔俊霞[9]对不同极性部位提取方法，选取6种不同极性的提取剂制备不同极性的提取物，准确称取干燥菌体粉末20 g，加入100 mL提取剂，冷浸24 h，回流提取2次，每次1 h，合并溶剂，旋转蒸发，制得浸膏，再溶解至10 mL，得质量浓度2 g・mL-1的提取液，4 ℃储存，备用。
1.6.3 抑菌活性测定 将4种供试细菌先于35～37 ℃活化18 h，打散加至装有10 mL的无菌水的试管内，振荡均匀，以无菌水作为对照，用可见分光光度计测其610 nm处的吸光度，调菌悬液A至0.005～0.01，菌悬液的浓度约为1×104～1×105 cfu・mL-1。采用滤纸片法[10]测定抑菌活性，取直径6 mm的灭菌滤纸片放入菌丝发酵和不同提取液中浸泡，浸泡过夜后将滤纸片贴于含供试菌平板上，每菌重复3次，以10 g・L-1头孢氨苄做阳性对照，无菌水为阴性对照，测量抑菌圈大小。参照NCCLS/CLIS2006标准[11]和中国卫生部消毒规范[12]判断抑菌作用结果，抑菌圈直径10 mm以上为抑菌作用强，7～9 mm为具有中等抑菌活性，6 mm以下为无抑菌活性。
2 结果与分析
2.1 菌株SFYT002形态鉴定
2.1.1 菌落形态观察 在PDA培养基平板上，25 ℃恒温培养，菌株培养5 d，菌落呈圆形白色，绒毛状，直径0.5～1 cm；培养7 d左右中间绒毛状蓬松，边缘绒毛状呈辐射状，直径1.5～2 cm；14 d后，菌落直径4～5 cm，菌落仍为白色，边缘整齐，菌丝均匀隆起，绒毛变稀少，背面淡黄色，菌落背面由初期黄白相间色渐渐变深黄色，外缘呈辐射状，无渗出液（图1）。
2.1.2 培养特征观察 菌株SFYT002在不同固体培养基上生长的情况（表1），其中在1%蛋白胨PDA上生长速度较快。液体培养时一般不形成小球，菌丝体呈浑浊状，但在150 r・min-1时，25 ℃培养5 d形成球状，直径1～10 mm（图1）。
2.1.3 显微特征观察果 菌落白色棉绒状，有气生菌丝白色，菌丝有隔透明，有突起，菌丝直径1.2～2.9 μm；分生孢子梗直立，分支1～2次，瓶梗长在分枝的分生孢子梗上，瓶梗基部膨大4.8～12.5 μm×2.1～3.8 μm，顶部急剧变细，最细处宽1.2～1.8 μm，部分颈部弯曲，孢子小且透亮，孢子有出芽现象，形成聚集孢子头，分生孢子球形，亚球形至椭圆形，小于3 μm（图2）。因此，根据形态学显微特征，菌株SFYT002与弯颈霉属膨大弯颈霉T. inflatum一致[13]。
2.2 菌株SFYT002的ITS和18SrDNA序列特征及分子鉴定
2.2.1 ITS序列分析结果 测序获得该菌株ITS总长度469 bp，GC量为57%，其中ITS1 159 bp，GC 56.6%；5.8S rRNA 158 bp，GC 46.9%；ITS2 152 bp，GC 67.7%。经Blast比对，与GenBank登录号为JQ266196，AY245643的膨大弯颈霉T. inflatum和登录号为JX488469的Elaphocordyceps subsessilis（Petch）G. H. Sung， J. M. Sung & Spatafora， comb.nov.（无性型为T. inflatum[1]）完全一致，无序列差异，将序列上传至GenBank中，得到GenBank登录号为KC963032。为了进一步确定菌株SFYT002的分子关系，在GenBank数据库中，通过Blast比对，下载与其同源性较高的序列和弯颈霉属相关种的序列，共27条，以冬虫夏草ITS序列和实验室已有的新疆细虫草（SCALT1007-002）ITS序列（GenBank登录号为KC963033）为外类群构建系统发育树（图3）。
从图3可看出29条序列构成的聚类中菌株SFYT002与7条T. inflatum 序列、3条E. subsessilis（无性型为T. inflatum），3条T. cylindrosporum聚为紧密一支。2条T. tundrense和2条T. nubicola分别相聚再与T. inflatum聚为一支，说明三者之间关系密切。查阅资料发现T. cylindrosporum和T. inflatum在形态学上很接近，仅仅在孢子形态上有差异，T. cylindrosporum孢子为圆柱形，T. inflatum孢子为椭圆形至亚球形，在分子序列上也达到了高度一致，ITS序列特征也表明了两者的关系接近，无法将其分开，结合菌株SFYT002形态学数据，将其鉴定为膨大弯颈霉T. inflatum。虫草E. inegoensis （Kobayasi） G. H. Sung， J. M. Sung & Spatafora， comb. nov.，E. ophioglossides f. cuboides （Kobayasi） G. H. Sung， J.M. Sung & Spatafora， comb. nov.，E. paradoxa（Kobayasi） G. H. Sung， J. M. Sung & Spatafor， comb.nov.分别与T. geodes，T. parasiticum相聚，形成2个小的分支，再与T. inflatum聚为一支，说明其无性型菌株与弯颈霉属真菌关系较近。之后形成一大支与新疆细虫草相聚成一支再与冬虫夏草一支相聚。
2.2.2 18SrDNA序列分析结果 直接测序获得菌株SFYT002 2条18SrDNA序列，2条序列长度为1 688，1 689 bp，两序列间存在2 bp差异，GC量48.5%，将序列上传至GenBank中，得到GenBank登录号为KC963034，KC963035。通过Blast在线比对，与GenBank登录号为AB114224，AB103381的T. inflatum无序列差异或仅1个碱基差异。根据18SrDNA序列高度保守的特点，从Genbank中下载7条T. inflatum序列、1条E. subsessilis、1条T. cylindrosporum和1条E. ophioglossoides序列，以新疆细虫草（SCALT1007-002）的18SrDNA序列（GenBank登录号JN985898）为外类群构建系统发育树（图4）。
由图4弯颈霉属真菌18SrDNA序列差异不大，弯颈霉属4种真菌10条序列聚为不可分隔的一支，菌株SFYT002 2条序列也位于其中聚为一支，进一步说明菌株SFYT002为弯颈霉属真菌，同时根据18S的保守性说明弯颈霉属为单系发生。
2.3 菌株SFYT002抑菌活性研究
对菌株SFYT002发酵液及6种不同极性提取物的抑菌活性进行测定，菌株SFYT002对常见细菌有一定的抑制作用（表2）。
菌株SFYT002发酵液对变形杆菌和大肠杆菌有一定的抑菌作用，6种不同极性的提取物对变形杆菌、大肠杆菌、金黄色葡萄球菌均有很好的抑菌活性，但普遍对枯草芽孢杆菌作用较差，仅水提物和氯仿对其有抑菌作用，其中水提物对枯草芽孢杆菌的抑菌圈直径达9.0 mm，抑菌效果较好。6种提取剂极性大小为水>95%乙醇>正丁醇>乙酸乙酯>氯仿>石油醚，从表2可以看出水提物、95%乙醇提取物和氯仿提取物均有较好的抑菌作用，正丁醇、乙酸乙酯、石油醚提取物抑菌效果均不明显，但正丁醇、乙酸乙酯提取物的抑菌效果均高于石油醚提取物。说明SFYT002抑菌活性物质为相对大极性的物质和相对中小极性的物质，小极性的物质抑菌作用较差。
3 讨论
李兆兰从冬虫夏草分离得到弯颈霉属真菌，将其作为一新种命名为中国弯颈霉T. sinense C. L. Li[14]，参照小林义雄[15]提出的判定虫草无性型的五条依据，曾经被认为是冬虫夏草的无性型。之后对中国弯颈霉发酵液的抑菌作用进行初步分析发现，对丝状真菌有一定的拮抗作用，并且化学成分与天然冬虫夏草的化学成分基本相同，提出中国弯颈霉可能与冬虫夏草的关系为2个虫生真菌并存[16]。梁宗琦对冬虫夏草无性型研究[17]，也认为中国弯颈霉是与冬虫夏草无性型密切相关的真菌。陈佳萍从冬虫夏草菌核分离出弯颈霉属一种真菌，并对活性进行了研究，发现其具有显著的抗氧化活性和抗癌效果，并认为该菌株是冬虫夏草无性型菌株之一[18]。
