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土壤的形態特征范文1
中圖分類號：X171.5 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3791（2013）03（b）-0163-02
土壤重金屬污染是指人類活動使重金屬在土壤中的積累量明顯高于土壤環境背景值或土壤環境質量標準，致使土壤環境質量下降和農田生態環境惡化的現象。重金屬的生物毒性不僅與其總量有關，更大程度上由其形態分布所決定。不同的形態產生不同的環境效應，直接影響到重金屬的毒性、遷移及在自然界的循環，并可通過植物的吸收和食物鏈的積累危害人類健康。因此探討土壤重金屬形態分布特征及其影響因素對土壤重金屬污染的監測、防治及相關政策的制定具有重要意義[1～2]。
1 土壤重金屬形態分布與分析方法
重金屬形態是指重金屬的價態、化合態、結合態和結構態四個方面，即某一重金屬元素在環境中以某種離子或分子存在的實際形式。重金屬污染物進入土壤環境以后，與土壤各種固體物質表面產生復雜的化學反應。經過一系列酸堿反應、氧化還原反應、吸附解吸反應、絡合離解反應、沉淀溶解反應、生化反應等物理、化學和生物學過程最終將表現為重金屬的形態變化。
對于重金屬形態，目前尚無統一的定義及分類方法。常見土壤中重金屬形態分析方法包括：Tessier等[3]將沉積物或土壤中重金屬元素的形態分為可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機物結合態和殘渣態5種形態；Cambrell[4]認為土壤和沉積物中的重金屬存在7種形態：水溶態、易交換態、無機化合物沉淀態、大分子腐殖質結合態、氫氧化物沉淀吸收態或吸附態、硫化物沉淀態和殘渣態；Shuman[5]將其分為交換態、水溶態、碳酸鹽結合態、氧化錳結合態、無定形氧化鐵結合態和硅酸鹽礦物態等8種形態。Forstner[6]將重金屬形態分為交換態、碳酸鹽結合態、無定型氧化錳結合態、有機態、無定型氧化鐵結合態、晶型氧化鐵結合態、殘渣態化物沉淀態和殘渣態等7種形態。為融合各種不同的分類和操作方法，歐洲參考交流局采用BCR提取法，將重金屬的形態分為4種，即酸溶態、可還原態、可氧化態和殘渣態。
2 不同土壤重金屬生物有效態
重金屬的“生物有效態”是土壤重金屬各形態中對生物起直接影響的部分，其主要指土壤中能為植物所迅速吸收與同化的那部分重金屬，不同重金屬的生物有效態不同。
自然土壤中有效態Zn主要以交換態、鐵錳結合態及有機態為主[7]。菠菜吸收Zn量與土壤Zn的鐵錳氧化態鋅呈極顯著正相關；蔣廷惠等[8]證明Zn的交換態、氧化錳結合態和有機態含量與盆栽條件下黑麥草吸收量呈顯著正相關；張增強等[9]也認為水溶態、交換態和有機結合態Zn的生物有效性較高，而碳酸鹽及氧化物結合態和殘渣態則較低。但也有學者提出了不同的意見：冉勇等[10]認為，石灰性土壤中玉米吸收Zn主要與土壤中Zn的氧化錳態或無定形鐵結合態含量有關。
大部分研究認為Pb的有效態以有機態為主。對于北方常見農作物，利玉雙等[11]通過盆栽試驗后發現，有機態對作物中Pb含量貢獻較大，其他形態貢獻不明顯。對于南方常見農作物，李冰等[12]通過對成都平原農田土壤Pb的形態特征研究后得出，水稻與小麥中Pb的含量均與土壤中有機結合態Pb含量呈極顯著正相關，而油菜籽中Pb的含量與土壤中可交換態Pb、碳酸鹽結合態Pb的含量呈極顯著正相關。而周泳[13]在研究了三種紫色土后認為，碳酸鹽結合態或弱結合態Pb對水稻的直接影響最大。
3 土壤重金屬形態差異影響因素
3.1 土壤pH的影響
pH對土壤重金屬形態影響較大，一般情況下，交換態重金屬含量與pH呈負相關，而碳酸鹽結合態含量與pH呈正相關[14]。
交換態重金屬含量隨著pH變化的原因主要包括五個方面：一是隨土壤體系pH升高，土壤中粘土礦物、水合氧化物和有機質表面的負電荷增加，對重金屬離子的吸附力加強，使溶液中重金屬離子的濃度降低；二是Cd，Zn等重金屬在氧化物表面的專性吸附隨pH的升高而增強，pH上升時大部分被吸附重金屬轉變為專性吸附；三是土壤有機質—金屬絡合物的穩定性隨pH值的升高而增大，從而使溶液中重金屬濃度降低；四是隨著pH升高，土壤溶液中鐵、鋁、鎂離子濃度減小，使土壤有利于吸附Cd，Zn等重金屬離子；五是pH升高后土壤溶液中多價陽離子和氫氧離子的離子積增大，生成該種重金屬元素沉淀物的機會增大。由于pH能改變無機碳含量，同時影響碳酸鹽的形成和溶解，因此碳酸鹽結合態重金屬含量與pH和碳酸鹽含量成正比。在pH足夠低時，由于碳酸鹽溶解而釋放，根際的代謝產物H2CO3及其它酸性物質又可降低根際的pH，促進植物對碳酸鹽結合態重金屬的吸收，因此鎘、鋅化學形態在交換態和碳酸鹽結合態之間轉移[15]。
有機態重金屬含量與pH同樣具有密切的相關性。除Cu外，大部分重金屬的有機態含量都隨pH的升高而增加。這與土壤有機質的性質密切相關：隨pH升高，有機質溶解度增大，絡合能力增強，因此大量金屬被絡合。有機態Cd、Co和Ni的增量除受體系pH的影響外，還受土壤起始pH影響，而Cu和Pb的增量與起始pH無關。Cd、Zn的鐵錳氧化態含量隨pH的升高緩慢增加，當pH在6以上時，其含量隨pH升高迅速增加，其原因可能為土壤氧化鐵錳膠體為兩性膠體[16]。
3.2 有機質的影響
土壤有機質是指存在于土壤中的各種含碳的有機物，它包括各種動植物殘體，微生物體及其分解合成的有機物質。研究表明：一般情況下，土壤中有機質濃度與機質結合態、氧化物結合態及碳酸鹽結合態重金屬含量成正比。有機質結合態重金屬占土壤重金屬總量的比例隨土壤有機質積累而增高。華珞等[17]通過分析得出在不同的鎘、鋅污染水平上，隨著有機肥施用量的增加，有機絡合態鋅含量也逐漸增加。Wang DY等[18]在研究紫土時發現，隨土壤中腐殖質濃度的增加，有機汞濃度增加，而有效態汞減少。蔣廷惠、范文宏[19～20]等也得出了相似的結論。其機理可能在于：有機質具有大量的官能團，對鎘、鋅離子的吸附能力遠遠超過任何礦質膠體，且腐殖質分解形成腐殖酸可與土壤中鎘、鋅形成的絡合物，從而使有機態重金屬含量增加。同時，有機質的存在利于氧化鐵的活化，從而使土壤氧化物結合態重金屬含量與有機質含量成正比。
土壤中有機質含量對可溶態重金屬含量的影響，不同的學者通過不同研究得出了不同的結論。一般認為，土壤中有機質濃度的增加能使可溶態重金屬含量減少。如在施用有機肥后，土壤有效態鎘含量顯著降低，降幅約為40%[21]；在西北地區黃色粘土中添加不同濃度腐殖酸后發現，土壤中可溶態重金屬急劇減少60%～80%，而碳酸鹽結合態及有機結合態都有所增加[22]；沉積物添加胡敏酸后得出：隨著胡敏酸的加入，沉積物中重金屬的可交換態含量都不同程度降低。造成可溶態重金屬含量降低是由于大部分有機質是有效的吸附劑，能極大地降低重金屬離子的活度[23]，從而使土壤中可溶態重金屬含量下降。也有研究得出了不同的結論。
3.3 石灰的影響
石灰是堿性物質，石灰施入土壤一方面調節土壤pH值；另一方面通過與土壤中其他物質發生反應，從而影響土壤重金屬形態分布。不同母質土壤中，水溶態Cd隨石灰用量的增加而急劇減少，pH大于7.5時94%以上的水溶態Cd進入土壤中；交換態Cd在pH小于5.5時隨石灰用量的增加而增加，pH大于5.5時隨石灰用量增加而急劇減少；氧化物結合態Cd隨石灰用量的增加而增加；殘留態Cd隨石灰用量的增加而增加[24]。在強酸性赤紅壤中加入石灰將pH提高到6.5和7.5后，土壤有效態含量將會大幅度降低[25]。石灰影響土壤重金屬形態變化的機理可能在于：在較低石灰水平下，土壤中有機質上的主要官能團羥基和羧基與OH-反應，促使土壤表面帶負電荷，同時粘土礦物表面羥基與OH-發生反應，使表面羥基帶負電荷，土壤表面可變電荷增加，從而降低了土壤重金屬專性吸附比例。此過程中，OH-還與CO2反應生成CO32-，而碳酸根可與部分重金屬離子生成難溶的碳酸鹽，且隨pH升高，難溶性重金屬鹽含量將增加。
3.4 土壤其它特性的影響
土壤中稀土含量、含水率、白云石含量及顆粒粒徑等特性對土壤重金屬形態分布都有一定影響。研究表明，黃褐土中土壤中交換態Fe、Mn、Zn的含量隨稀土處理濃度的升高呈線性升高。淹水條件下交換態Cd含量隨時間下降迅速，而適度水分時鐵錳態Cd含量要顯著高于淹水條件下的Cd含量。梁麗芹等[26]通過室內土壤培養實驗得出，高S處理條件下可交換態Pb有升高的趨勢；白云石處理條件下顯著促進了可交換態Pb向碳酸鹽結合態和鐵錳氧化態轉化，且S的添加不足以改變白云石粉對黃褐土中Pb形態的影響。
4 展望
目前土壤重金屬污染監測主要以測定元素總量為主，對各重金屬元素形態特征的監測分析多處于研究階段，在實際的環境監測工作中尚未開展。因此，探索出一種普遍接受且適用的土壤重金屬形態分析方法仍是今后迫切需要研究的問題。同時，復合考慮多因素對土壤重金屬賦存形態分布影響，從而得出重金屬污染土壤修復的理論依據具有重要意義。
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土壤的形態特征范文2
關鍵詞 溫室草本花卉；形態特征；栽培管理；應用
中圖分類號 S68；S629 文獻標識碼 B 文章編號 1007-5739（2016）03-0193-01
近幾年來，隨著周口市創建全國綠化模范城市和國家園林城市工作的開展，周口市城鎮化建設和園林綠化發展較快，公園、生態園、小游園等園林花卉植物品種不斷豐富和發展，僅周口市東新區文昌生態園就有園林花卉植物80余種，文昌生態園是在周口市國營苗圃場苗圃基地上建成的綜合性植物公園，園內建有熱帶日光溫室1座，內栽多種溫室草本花卉和熱帶植物。筆者經過觀察實踐，總結了腎蕨等6種溫室花卉的生長習性及栽培技術，以供種植者參考。
1 腎蕨
1.1 形態特征與習性
腎蕨為多年生草本花卉，株高30～40 cm，葉片長而狹窄呈羽狀復葉，簇生基部，長30～60 cm。子囊群生于葉背，暗褐色。喜溫暖、半陰和濕潤，忌陽光直射。
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進行。不耐寒，喜陰濕，如果光線過強，葉片發黃以致曬焦，夏季蔭棚下養護。生長期多噴水或澆水，光照不可太弱，否則生長弱易落葉，冬季應減少澆水，置中溫室靠北面。
1.3 應用
盆栽作室內布置用，作插花配葉。常見的有鐵線蕨、圓葉鐵線蕨、大鱗毛蕨等。
2 萬年青
2.1 形態特征與習性
萬年青為多年生常綠草本花卉。具粗壯地下莖，無地上莖。葉基生，長圓形，革質，具長而直立堅硬的葉柄。花單生于根莖之上并貼于地面，褐紫色不明顯。喜溫暖潮濕，耐寒，極耐蔭，耐貧瘠土壤。
2.2 栽培管理
采取分株繁殖。分株在春季結合換盆進行。生長強健，不需精細管理，滿足蔭、濕環境條件，生長旺季施以肥水。注意通風良好，以防介殼蟲為害。
2.3 應用
室內觀葉，插花襯葉。常見的有作為觀葉植物應用的萬年青、金邊萬年青、一葉蘭、卵葉蜘蛛抱蛋等。
3 龜背竹
3.1 形態特征與習性
龜背竹為多年生常綠藤本。氣根發達，葉互生，幼葉心形無孔隙，長大后呈廣卵形，呈羽狀深裂，葉脈間有長橢圓形穿孔，革質。佛焰苞片淡黃色，花穗乳白色，開時芳香，花期8―9月，漿果成熟期10月。喜溫暖潮濕氣候，對土壤要求不嚴，不宜陽光直射。
3.2 栽培管理
春季、秋季壓條繁殖，或春季扦插繁殖，也可播種繁殖。避免陽光直射，入室后置北面，4―9月生長旺季應常給葉面噴水，并施液肥。適當剪除氣根。冬季保持室溫15 ℃左右。
3.3 應用
龜背竹為優良的室內觀葉植物，應用廣泛。
4 白蝴蝶
4.1 形態特征與習性
白蝴蝶多年生草本攀援植物，莖長達2～3 m。葉互生，綠色，有大面積的白暈，葉三角形，先端漸尖，基部兩裂。喜高溫高濕、不耐寒。喜半蔭，也極耐蔭，忌強光直射，喜微酸性土壤。
4.2 繁殖技術
扦插極易成活，生長旺盛的植株在基部常會萌發許多側枝。當側枝長出3～5片葉時，可將第2節以上的枝梢剪下來，剪截成長10 cm左右的插條。如果枝條已經長根，可直接剪下盆栽。插床宜選用細沙為好，插床溫度應保持在25 ℃以上，以利促進生根。待新芽長出后即可上盆分栽。
4.3 栽培管理
于溫室栽培，宜放花于散光處，保持良好的通風，需設立支柱，生長季每月施1次完全肥。夏季莖葉生長迅速，盆栽觀賞需摘心整形。吊盆栽培，莖蔓下垂，如過長或過密也需疏剪整形，保持優美株態。成年植株在春季換盆時可重剪，以重新萌發更新。室內養護，切忌盆土過濕，否則遇低溫多濕，會引起根部腐爛死亡或葉片黃化脫落，影響觀賞價值[1-2]。
4.4 應用
白蝴蝶為優良的室內觀葉植物，可供吊盆觀賞。常見的栽培品種有綠蝴蝶等。
5 五色莧
5.1 形態特征與習性
五色莧為匍匐的多年生草本，觀葉植物，一至二年生，多作一年生栽培。分枝多而密，莖直立斜生，節膨大，高10～20 cm。單葉對生，葉匙形或披針形，紅色、黃色或紫褐色，或綠色中具彩色斑。葉柄極短?；ㄒ干^狀，色灰白不明顯[3-4]。
喜光，略耐陰。喜溫暖濕潤環境。不耐熱，也不耐旱。極不耐寒，冬季宜在15 ℃溫室中越冬。夏季生長快，尤以雨季生長旺盛，深秋時葉色鮮艷。
5.2 繁殖技術
采取扦插繁殖。春、夏、秋季均可繁殖。摘取具2節的枝作插穗，以3 cm株距插入沙、珍珠巖或土壤中，插床適溫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月上旬選優良插條，插于深10 cm、土層8 cm的塑料箱內。9月下旬移入溫室，需通風良好，光照充足，室溫20 ℃左右，節制水分，越冬?；▔瘍任迳{應適時修剪，噴水，時間長可追施尿素，一般不施肥。
5.4 應用
五色莧可制作毛氈花壇，也可盆栽用于拼裝花壇鑲邊。
6 綠寶石喜林芋
6.1 形態特征與習性
綠寶石喜林芋為多年生常綠藤本。葉片卵圓形、有光澤、全緣，葉片為綠色，莖、葉柄、嫩梢均為綠色。莖上著生氣生根，花為佛焰花序，綠色。
性喜陽光、忌強光、稍耐蔭，喜濕潤但忌土壤水分過大，喜溫暖、不耐寒。
6.2 繁殖技術
用扦插法繁殖，生長季節扦插易生根。
6.3 栽培管理
綠寶石喜林芋為蔓生，必須立支柱供其攀援，保持較高的空氣濕度，生長旺季每月可施1次完全肥。
6.4 應用
綠寶石喜林芋為優良的室內觀葉植物。常見的栽培品種有紅寶石喜林芋、絨葉喜林芋、姬喜林芋、琴葉喜林芋、春羽、紅翠喜林芋等。
7 參考文獻
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土壤的形態特征范文3
關鍵詞：三峽庫區；消落帶；土壤重金屬含量；分布特征；污染評價
中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 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
消落帶是因水庫調度引起的水位漲落而于庫區周圍形成的一段特殊區域。在人工調控下，三峽庫區水位的周期性漲落會在兩岸形成垂直落差30m、面積約348.9km2的消落帶。消落帶是水生生態系統與陸生生態系統的過渡地段，其土壤理化性質及重金屬含量嚴重影響庫區水質和周圍動植物的生命活動。消落帶土壤重金屬污染具有隱蔽性強、形態多變、無法被生物降解、容易在生物體內累積等特點[1]，并能通過食物鏈在生物體內不斷富集，最終將嚴重危害人類的健康[2-3]。筆者對三峽庫區消落帶云陽段不同高程、不同采樣深度土壤剖面的重金屬Cu、Zn、Pb、Cd和Cr含量與分布特征進行分析和研究，進一步評價該區土壤重金屬污染情況，以期為庫區生態環境治理和農田可持續發展奠定理論依據。
1 材料與方法
1.1 土樣采集及調查 2012年4月，在重慶市云陽縣境內沿長江主要次級河流的三峽庫區消落帶的荒地采集土樣。根據土地利用狀況及周圍環境情況布設采樣點[4]，選擇177m、175m、170m、165m和163m高程的5個采樣點分別采集0～10cm和10～20cm層次的土樣，每個土樣采集1kg，共10個土樣。163m水位是水土接壤處，處于干濕交替狀態；170m高程處有排水溝。土樣經室內自然陰干，除去碎石、植物根等雜物，經四分法混合均勻后研磨過100目篩，裝入塑料自封袋編號備用[5]。
1.2 測定指標監測項目與分析方法 主要監測項目為Cu、Zn、Pb、Cd、Cr 5項指標。分析方法均按照土壤環境監測技術規范（HJ-T166―2004）規定的分析方法測定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采用石墨爐原子吸收分光光度法。；pH值采用便攜式土壤pH計（IQ150-美國）測定。研究區10個土樣pH為5.23～5.80，均值為5.56。
1.3 評價標準及方法 選用國家土壤環境質量標準（GB15618―1995）自然背景和三峽庫區土壤背景值[7]做參照值（見表1）對庫區Cu、Zn、Pb、Cd和Cr進行評價。
表1 土壤環境質量標準（mg/kg）
[重金屬＼&Cu＼&Zn＼&Pb＼& Cd＼&Cr＼&自然背景＼&35＼&100＼&35＼&0.20＼&90＼&三峽庫區背景值＼&25.00＼&69.88＼&23.88＼&0.134＼&78.03＼&]
采用單因子指數法評價土壤重金屬污染情況。單因子污染指數計算公式如下：
Pi =ρi / si
其中：Pi為土壤污染物i的污染指數；ρi、si為污染物i的實測和參照濃度（mg/kg）。
Pi≤1，土壤重金屬含量未超標，不影響作物生長發育和人體健康；Pi>1，土壤重金屬含量超標，危害作物生長發育和人體健康。
2 結果與分析
2.1 消落帶研究區內各采樣點土壤的pH、重金屬含量 消落帶研究區內10個不同高程采樣點土壤均偏酸性，pH為5.23～5.80，均值為5.56，土壤重金屬含量統計結果見表3。
表3 各采樣點重金屬含量（mg/kg）
[編號＼&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 重金屬剖面分布特征
2.2.1 Cu 圖1顯示，177m至163m各高程Cu含量在0～20cm土層中隨土層加深而降低，這與土壤有機質含量最高有關[8]，有機質的吸附作用使0～10cm的Cu含量高于10～20cm。170m高程0～10cm和10～20cm的Cu含量均較高，這與排水溝促使重金屬Cu在此積累有關。
圖1 Cu的剖面分布
2.2.2 Zn 圖2顯示，170m和163m高程處分別是排水溝和水土接壤處，二者的Zn含量表現出0～10cm低于10～20cm，消落帶土壤中重金屬Zn的含量與庫區土壤被水體淹沒時間的長度相關，淹沒時間越長消落帶土壤表層中重金屬Zn向庫區水體遷移的量越多[10]。Zn在177m、175m和165m高程消落帶土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量高。而且Zn在177m表層處出現最大值，這與農業活動中施用Zn肥和含Zn農藥相關[9]。
圖2 Zn的剖面分布
2.2.3 Pb 圖3顯示，170m和163m高程處分別是排水溝和水土接壤處，二者的Pb含量表現出0～10cm高于10～20cm，這是Pb在水土接壤處沉積、擴散、吸附所致。Pb在177m、175m和165m高程消落帶土壤0～10cm的含量比10～20cm的含量低，因為Pb在重力作用下隨水向土壤深層遷移、也可隨地表徑流移動，從而可以在消落帶土壤深層積累[11]。Pb的剖面分布特征與Zn剛好呈相反的狀態。
圖3 Pb的剖面分布
2.2.4 Cd 由圖4可知，177m至163m各高程Cd含量在0～20cm土層中隨土層加深而降低，與Cu的剖面分布特征相同，這是由于Cd在庫區消落帶表層土壤中的可提取態含量較高[12]。在排水溝和水土接壤處Cd的平均含量均低于其他高程Cd的含量，說明Cd在淹沒狀態下不易沉積在土壤中。
圖4 Cd的剖面分布
2.2.5 Cr 由圖5可知，177m至163m各高程Cr含量在0～20cm土層中隨土層加深而降低，與Cu、Cd剖面分布特征相同，因為Cr在土壤中主要以殘渣態存在[12]，能較穩定的存在于原生礦物晶格中，而且在土壤中較穩定[13]。而且土壤的吸附作用和Cr以強結合能力吸附在土壤中的鐵、錳氧化物上，向表層遷移、富集[14]。
圖5 Cr的剖面分布
2.3 重金屬污染程度評價 由表2可以看出，采取國家自然背景和庫區背景數據進行相關分析，單因子污染指數Pi：Cd>Cu>Zn>Cr>Pb。其中，Cd、Cu污染程度最為嚴重，Zn、Cr污染程度相對輕一些，評價區域土壤未受到重金屬Pb的影響?？傮w上，研究區域受到重金屬Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染。研究區內全部都受到重金屬Cd、Cu的嚴重影響，大多數地方受到重金屬Zn的污染，大多數地方不受Cr污染。研究區內以Cd污染尤為嚴重，甚至超出三峽庫區土壤背景值3倍以上。Cd元素是三峽庫區土壤污染較嚴重的元素，在上游重慶工業發達的主城區較下游Cd污染嚴重，屬“工業污染因子”[12]。在水體作用下，位于庫區下游的云陽縣土壤亦受到上游水體的影響，呈現出以重金屬Cd污染最為嚴重的現象。相關學者研究表明，三峽庫區消落帶土壤重金屬污染以Cd污染最為嚴重[15-16]。
表2 研究區重金屬污染指數（Pi）
[編號＼& Cu ＼& Zn ＼& Pb ＼& Cd ＼& Cr ＼&自然背景值＼&庫區＼&自然背景值＼&庫區＼&自然背景值＼&庫區＼&自然背景值＼&庫區＼&自然背景值＼&庫區＼&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 小結
（1）研究區消落帶土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cd和Cr的含量分別為58.09mg/kg、108.93mg/kg、15.18mg/kg、0.46mg/kg和71.81mg/kg。
（2）不同高程和不同采樣深度的土壤重金屬含量差異較大。由于土壤的截留作用，總體上表層土壤重金屬Cu、Cr、Zn含量高于深層土壤，在干濕交替處出現表層Zn、Cr含量低于深層含量，這是由于淹沒時間越長消落帶土壤表層中重金屬Zn向庫區水體遷移的量越多，呈現出表層含量低于深層含量，即干濕交替有利于Zn、Cr的解析。
（3）研究區土壤重金屬Pb、Cd含量的剖面分布特征相同，都呈現出表層土壤含量低于深層土壤，而在干濕交替處出現表層含量高于深層含量，表層土壤Pb、Cd的含量低于深層土壤是因為在重力作用下隨水向土壤深層遷移。而163m高程處所含重金屬Pb、Cd為土壤表層比深層的含量高，是由于Pb在水土接壤處的表層沉積、吸附所致和Cd在消落帶表層土壤中的可提取態含量較高相關。
（4）單因子污染指數表明，研究區域受到重金屬Cd、Cu、Zn、Cr不同程度的污染，而不受Pb污染。研究區內全部都受到重金屬Cd、Cu的嚴重影響，大多數地方受到重金屬Zn的污染，大多數地方不受Cr污染。研究區內以Cd污染尤為嚴重，甚至超出三峽庫區土壤背景值3倍以上。
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土壤的形態特征范文4
關鍵詞：黃河三角洲；棉田；地膜殘留；分布特征
中圖分類號：S562文獻標識號：A文章編號：1001-4942（2016）06-0084-04
20世紀中后期，地膜開始在日本和歐美等發達國家的農業生產中應用，80年代引入我國，極大地推動了我國的農作物增產和作物適作區擴大，并逐漸成為農田增溫保墑、農業高產穩產的重要手段，被廣泛應用于農業生產之中[1～3]。目前，我國每年地膜使用量約120萬噸，高居世界第一；地膜覆蓋作物已超過50種；年地膜覆蓋面積達2 333萬公頃左右，應用區域遍及全國。但是，近年來由于超薄地膜的大量使用以及殘膜回收再利用技術、機制欠缺，使曾經的“白色革命”逐步演變為“白色污染”，殘膜在土壤中殘留并不斷累積，破壞土壤結構、降低耕地質量，并對作物生長、農機操作、農業環境等產生負面影響[4～6]。農田地膜殘留污染問題日益突出，并成為地膜應用推廣的瓶頸之一，是制約我國農業可持續發展的重要因素之一。
作為全國農業大省的山東，地膜覆蓋規模大、涉及作物種類多。農村經濟統計數據顯示，山東省從1991年開始使用地膜，當年地膜使用量為3.56萬噸。2001年，全省地膜使用量超過10萬噸，10年增長近兩倍。2007年，全省地膜使用量超過15萬噸，增長迅猛。2012年，全省地膜覆蓋面積達240萬公頃，占全省農作物播種總面積的22%。山東是全國重要的棉花傳統產區，是僅次于新疆的第二大產棉省份；其中，黃河三角洲地區是山東省的棉花主產區，其種植面積超出全省的1/3。2003～2012年，棉花種植面積累計達846萬公頃以上，10年內棉田累計投入地膜25萬噸以上。山東省已成為我國最大的地膜污染地區之一。
有研究表明，棉田土壤中地膜殘留量可達200～400 kg/hm2，且主要集中在0～30 cm耕層中[7]；還有研究表明，土壤中的殘膜每年正在以11.2 kg/hm2的速率增加[8]。研究黃河三角洲地區棉田地膜殘留特征，客觀、全面地掌握區域棉田的殘膜污染狀況，探尋殘膜污染的特點、變化趨勢，對提高區域內棉田土壤質量、保障棉田生態環境的可持續發展、棉田生態系統安全和人類健康具有重要的理論和現實意義，也可為同類區域棉花生產與棉田科學管理提供參考。
1材料與方法
1.1試驗區概況
試驗區位于山東省東營市，屬暖溫帶大陸性季風氣候，多年平均氣溫12.8℃，無霜期206天，≥10℃積溫約4 300℃，可滿足農作物的兩年三熟。多年平均降水量555.9 mm，全年降水量的65%集中在夏季，降水量年際變化大，易形成旱、澇災害。試驗區土壤為鹽化潮土，同屬濱海鹽堿土，適宜種植棉花，為魯北濱海棉區。棉花種植以覆膜栽培為主，地膜用量在25～30 kg/hm2之間，地膜厚度一般在0.003～0.006 mm之間。
1.2殘膜收集與處理
2015年春季棉田整地以前，選擇5個典型地塊，面積約0.33 hm2，覆膜歷史20年以上。每個監測地塊選擇7 個規格為100 cm×200 cm樣方，土壤深度20 cm。劃定采樣樣方后，邊挖土邊清撿殘留地膜，遇大土塊需砸碎，過篩采集殘膜。將采集的殘膜帶回實驗室，去除附著在殘膜上的雜物并清洗，洗凈后用吸水紙吸干殘膜上的水分，小心展開卷曲的殘膜，防止殘膜破裂，放在干燥處自然陰干，根據殘膜面積大?。?～25、25～100 cm2和大于100 cm2）分類統計殘膜的片數、重量，利用萬分之一電子天平進行稱重。
1.3分析方法
用Microsoft Excel進行數據處理、統計分析以及圖表繪制等。
2結果與分析
2.1棉田地膜殘留數量的變化
土壤中地膜殘留是殘膜長期在土體累積的結果，土壤中的殘留量與地膜特性、農藝措施、耕作精細化程度、覆膜年限等密切相關。河北邯鄲棉田土壤的地膜殘留量為59.1～103.4 kg/hm2；新疆棉區土壤的地膜殘留量為218.8～381.1 kg/hm2[3，7]；2007年第一次全國污染源普查結果表明，全國覆膜農田地膜殘留總量達12.10萬噸（中華人民共和國環境保護部、中華人民共和國國家統計局、中華人民共和國農業部，2010）；與此同時，土壤地膜殘留量的區域性差異很大，不同棉花產區土壤的地膜殘留量各不相同。對黃河三角洲棉區土壤地膜殘留調查與監測的結果（表1）表明：棉田覆膜種植20年以上時，土壤地膜殘留量為18.84～53.53 kg/hm2，僅從殘留量看，遠低于新疆、河北等地，但地塊間差異較大。調查還發現，20世紀80年代初使用的地膜厚度一般為0.05～0.10 mm，近幾年超薄地膜大范圍推廣，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，加大了地膜回收的難度，導致土壤中地膜殘留量驟增。
土壤的形態特征范文5
關鍵詞：土壤；新型肥料；氮素淋失；地球化學響應
中圖分類號 S158 文獻標識碼 A 文章編號 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
地下水是一種寶貴的自然資源，是人類生產生活中重要的供水水源之一，一旦被污染便難以治理[1-2]。近些年來，青島市大沽河流域地下水污染日益嚴重，調查表明，大沽河地下水中硝態氮超標率為73.7%，最高濃度達到106mg?L-1，超標近10倍[3-4]。由此可見，大沽河地下水源地硝酸鹽污染控制已經到了刻不容緩的地步。
土壤的形態特征范文6
[關鍵詞]細蟲草；膨大彎莖霉；鑒定；抑菌；新疆
新疆細蟲草Ophiocordyceps gracilis （Grev.）G. H. Sung， J. M. Sung， Hywel-Jones & Spatafora [1]是指蟲草菌寄生在蝙蝠蛾科阿爾泰無鉤蝠蛾Ahamus altaicola Wang.幼蟲，并形成子座及幼蟲尸體的復合體[2-4]，無性型為羽束梗孢Paraisaria dubia（Delacr.）Samson & Brady。新疆細蟲草分布于阿爾泰山脈的雪線以下，分布海拔為1 400～2 100 m，是阿勒泰山脈特有的蟲草資源，為傳統的哈薩克民族藥。索菲婭等[5-6]對新疆細蟲草與冬蟲夏草的化學成分比較分析，發現新疆細蟲草中D-甘露醇的質量分數為120.3 mg?g-1，多糖為3.32%，腺苷為237.7 μg?g-1，均與冬蟲夏草樣品接近，氨基酸的種類含量與冬蟲夏草基本一致。新疆細蟲草一直以來被作為冬蟲夏草的替代品入藥使用，主要功效可保肺腎、補精髓、化痰止勞咳等，被收入新疆維吾爾自治區藥品標準[7]。
本研究從新疆細蟲草菌核分離得到1株出現頻率較高的白色菌株，編號為SFYT002，通過多次傳代培養，對菌株SFYT002進行形態學和分子鑒定，同時對該菌株進行體外抑菌活性測定，對該菌株的活性進行初步分析，旨在為新疆細蟲草相關真菌的開發利用提供基礎資料。
1 材料和方法
1.1 蟲草
2009年8月，新疆細蟲草采自新疆阿勒泰地區阿勒泰林場西伯利亞落葉松林下草叢，編號SCALT1007-002，經過多批次分離，從蟲草菌核分離得到非新疆細蟲草無性型的伴生真菌，編號SFYT002，保存于云南大學中草藥生物資源研究所云百草實驗室。
1.2 供試菌種
大腸桿菌Escherichia coli，金黃色葡萄球菌Staphyloccocus aureus，枯草芽孢桿菌Bacillus subtilis，變形桿菌Proteus vulgaris。以上菌種由新疆大學生命科學與技術學院植物資源實驗室提供，用LB培養基培養。
1.3 菌株分離純化
取新疆細蟲草菌核，洗凈，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，再用無菌水沖洗3次，將菌核切開，利用鑷子將菌核內菌絲接種于PDA培養基上，24 ℃恒溫培養。
1.4 菌株形態觀察
將分離純化的菌株點接于加有1%蛋白胨的PDA培養基上進行繼代培養，在24 ℃恒溫培養，進行形態觀察。觀測菌株在平板上的生長特征，包括菌落形態、菌絲顏色等。采用載玻片法培養，對菌株進行顯微形態特征的觀察，主要包括菌絲生長特征、孢子大小、顏色、形狀和產孢結構類型等。
1.5 菌株分子鑒定
1.5.1 菌株總DNA的提取 PDA培養基固體培養7 d，于無菌條件下刮取菌絲，采用改良的CTAB法[8]提取菌株總DNA。
1.5.2 菌株ITS序列和18S rDNA序列擴增及測序 ITS（internal transcribed spacer）序列引物為通用引物ITS4和ITS5，18S序列引物利用Primer5自行設計，18SF：5′-TCTCAAAGATTAAGCCATGC-3′，18SR：5′-TCACCAACGGAGACCTTG-3′。引物由北京六合華大基因科技股份有限公司合成。擴增的反應體系（50 μL）：滅菌去離子水33 μL，10×Buffer （含2 mmol?L-1 Mg2+）5 μL，2.5 mmol?L-1 dNTP 4 μL，二甲基亞砜（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。擴增程序ITS為：95 ℃ 4 min；94 ℃ 45 s，52 ℃ 45 s，72 ℃ 50 s，循環8次，每循環退火溫度降低0.5 ℃；94 ℃ 45 s，48 ℃ 45 s，72 ℃ 50 s，循環25次；72 ℃ 10 min，4 ℃保存。18S為：95 ℃ 4 min；94 ℃ 1 min，52 ℃ 1mins，72 ℃ 2 min，循環8 次，每循環退火溫度降低0.5 ℃；94 ℃ 1 min，48 ℃ 1 min，72 ℃ 2 min，循環25次；72 ℃ 10 min，4 ℃保存。電泳檢測及PCR產物回收純化，用1%瓊脂糖膠檢測DNA，選取條帶清楚并無雜質的樣品的送往北京六合華大基因科技股份有限公司進行直接測序。
1.5.3 測序數據處理及分析 獲得測序結果后，對N值和計算機誤讀的個別堿基進行人工修飾。采用BLAST進行序列相似性搜索，從Genbank數據庫下載相關序列。使用ClustalX 2.1將以上序列進行多序列比對，用MEGA5軟件對序列進行統計分析和分支分析，以Kimura雙參數模型計算各序列間的遺傳距離，獲得遺傳距離矩陣以遺傳距陣為基礎構建最大似然法maximum likelihood（ML）分子系統發育樹，用自展法（bootstrap）檢驗系統樹，自展數據集為1 000次。
1.6 菌株抑菌活性研究
1.6.1 菌絲發酵液制備 將菌株SFYT002接種于加有1%蛋白胨的PDA液體培養基， 150 r?min-1，25 ℃條件下培養5～10 d左右，待其搖出明顯的菌絲球長滿整個培養瓶時，過濾，收集上清液，備用。濾得菌絲體烘干，粉碎，備用。
1.6.2 菌絲提取液制備 參考喬俊霞[9]對不同極性部位提取方法，選取6種不同極性的提取劑制備不同極性的提取物，準確稱取干燥菌體粉末20 g，加入100 mL提取劑，冷浸24 h，回流提取2次，每次1 h，合并溶劑，旋轉蒸發，制得浸膏，再溶解至10 mL，得質量濃度2 g?mL-1的提取液，4 ℃儲存，備用。
1.6.3 抑菌活性測定 將4種供試細菌先于35～37 ℃活化18 h，打散加至裝有10 mL的無菌水的試管內，振蕩均勻，以無菌水作為對照，用可見分光光度計測其610 nm處的吸光度，調菌懸液A至0.005～0.01，菌懸液的濃度約為1×104～1×105 cfu?mL-1。采用濾紙片法[10]測定抑菌活性，取直徑6 mm的滅菌濾紙片放入菌絲發酵和不同提取液中浸泡，浸泡過夜后將濾紙片貼于含供試菌平板上，每菌重復3次，以10 g?L-1頭孢氨芐做陽性對照，無菌水為陰性對照，測量抑菌圈大小。參照NCCLS/CLIS2006標準[11]和中國衛生部消毒規范[12]判斷抑菌作用結果，抑菌圈直徑10 mm以上為抑菌作用強，7～9 mm為具有中等抑菌活性，6 mm以下為無抑菌活性。
2 結果與分析
2.1 菌株SFYT002形態鑒定
2.1.1 菌落形態觀察 在PDA培養基平板上，25 ℃恒溫培養，菌株培養5 d，菌落呈圓形白色，絨毛狀，直徑0.5～1 cm；培養7 d左右中間絨毛狀蓬松，邊緣絨毛狀呈輻射狀，直徑1.5～2 cm；14 d后，菌落直徑4～5 cm，菌落仍為白色，邊緣整齊，菌絲均勻隆起，絨毛變稀少，背面淡黃色，菌落背面由初期黃白相間色漸漸變深黃色，外緣呈輻射狀，無滲出液（圖1）。
2.1.2 培養特征觀察 菌株SFYT002在不同固體培養基上生長的情況（表1），其中在1%蛋白胨PDA上生長速度較快。液體培養時一般不形成小球，菌絲體呈渾濁狀，但在150 r?min-1時，25 ℃培養5 d形成球狀，直徑1～10 mm（圖1）。
2.1.3 顯微特征觀察果 菌落白色棉絨狀，有氣生菌絲白色，菌絲有隔透明，有突起，菌絲直徑1.2～2.9 μm；分生孢子梗直立，分支1～2次，瓶梗長在分枝的分生孢子梗上，瓶?；颗虼?.8～12.5 μm×2.1～3.8 μm，頂部急劇變細，最細處寬1.2～1.8 μm，部分頸部彎曲，孢子小且透亮，孢子有出芽現象，形成聚集孢子頭，分生孢子球形，亞球形至橢圓形，小于3 μm（圖2）。因此，根據形態學顯微特征，菌株SFYT002與彎頸霉屬膨大彎頸霉T. inflatum一致[13]。
2.2 菌株SFYT002的ITS和18SrDNA序列特征及分子鑒定
2.2.1 ITS序列分析結果 測序獲得該菌株ITS總長度469 bp，GC量為57%，其中ITS1 159 bp，GC 56.6%；5.8S rRNA 158 bp，GC 46.9%；ITS2 152 bp，GC 67.7%。經Blast比對，與GenBank登錄號為JQ266196，AY245643的膨大彎頸霉T. inflatum和登錄號為JX488469的Elaphocordyceps subsessilis（Petch）G. H. Sung， J. M. Sung & Spatafora， comb.nov.（無性型為T. inflatum[1]）完全一致，無序列差異，將序列上傳至GenBank中，得到GenBank登錄號為KC963032。為了進一步確定菌株SFYT002的分子關系，在GenBank數據庫中，通過Blast比對，下載與其同源性較高的序列和彎頸霉屬相關種的序列，共27條，以冬蟲夏草ITS序列和實驗室已有的新疆細蟲草（SCALT1007-002）ITS序列（GenBank登錄號為KC963033）為外類群構建系統發育樹（圖3）。
從圖3可看出29條序列構成的聚類中菌株SFYT002與7條T. inflatum 序列、3條E. subsessilis（無性型為T. inflatum），3條T. cylindrosporum聚為緊密一支。2條T. tundrense和2條T. nubicola分別相聚再與T. inflatum聚為一支，說明三者之間關系密切。查閱資料發現T. cylindrosporum和T. inflatum在形態學上很接近，僅僅在孢子形態上有差異，T. cylindrosporum孢子為圓柱形，T. inflatum孢子為橢圓形至亞球形，在分子序列上也達到了高度一致，ITS序列特征也表明了兩者的關系接近，無法將其分開，結合菌株SFYT002形態學數據，將其鑒定為膨大彎頸霉T. inflatum。蟲草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.分別與T. geodes，T. parasiticum相聚，形成2個小的分支，再與T. inflatum聚為一支，說明其無性型菌株與彎頸霉屬真菌關系較近。之后形成一大支與新疆細蟲草相聚成一支再與冬蟲夏草一支相聚。
2.2.2 18SrDNA序列分析結果 直接測序獲得菌株SFYT002 2條18SrDNA序列，2條序列長度為1 688，1 689 bp，兩序列間存在2 bp差異，GC量48.5%，將序列上傳至GenBank中，得到GenBank登錄號為KC963034，KC963035。通過Blast在線比對，與GenBank登錄號為AB114224，AB103381的T. inflatum無序列差異或僅1個堿基差異。根據18SrDNA序列高度保守的特點，從Genbank中下載7條T. inflatum序列、1條E. subsessilis、1條T. cylindrosporum和1條E. ophioglossoides序列，以新疆細蟲草（SCALT1007-002）的18SrDNA序列（GenBank登錄號JN985898）為外類群構建系統發育樹（圖4）。
由圖4彎頸霉屬真菌18SrDNA序列差異不大，彎頸霉屬4種真菌10條序列聚為不可分隔的一支，菌株SFYT002 2條序列也位于其中聚為一支，進一步說明菌株SFYT002為彎頸霉屬真菌，同時根據18S的保守性說明彎頸霉屬為單系發生。
2.3 菌株SFYT002抑菌活性研究
對菌株SFYT002發酵液及6種不同極性提取物的抑菌活性進行測定，菌株SFYT002對常見細菌有一定的抑制作用（表2）。
菌株SFYT002發酵液對變形桿菌和大腸桿菌有一定的抑菌作用，6種不同極性的提取物對變形桿菌、大腸桿菌、金黃色葡萄球菌均有很好的抑菌活性，但普遍對枯草芽孢桿菌作用較差，僅水提物和氯仿對其有抑菌作用，其中水提物對枯草芽孢桿菌的抑菌圈直徑達9.0 mm，抑菌效果較好。6種提取劑極性大小為水>95%乙醇>正丁醇>乙酸乙酯>氯仿>石油醚，從表2可以看出水提物、95%乙醇提取物和氯仿提取物均有較好的抑菌作用，正丁醇、乙酸乙酯、石油醚提取物抑菌效果均不明顯，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。說明SFYT002抑菌活性物質為相對大極性的物質和相對中小極性的物質，小極性的物質抑菌作用較差。
3 討論
李兆蘭從冬蟲夏草分離得到彎頸霉屬真菌，將其作為一新種命名為中國彎頸霉T. sinense C. L. Li[14]，參照小林義雄[15]提出的判定蟲草無性型的五條依據，曾經被認為是冬蟲夏草的無性型。之后對中國彎頸霉發酵液的抑菌作用進行初步分析發現，對絲狀真菌有一定的拮抗作用，并且化學成分與天然冬蟲夏草的化學成分基本相同，提出中國彎頸霉可能與冬蟲夏草的關系為2個蟲生真菌并存[16]。梁宗琦對冬蟲夏草無性型研究[17]，也認為中國彎頸霉是與冬蟲夏草無性型密切相關的真菌。陳佳萍從冬蟲夏草菌核分離出彎頸霉屬一種真菌，并對活性進行了研究，發現其具有顯著的抗氧化活性和抗癌效果，并認為該菌株是冬蟲夏草無性型菌株之一[18]。
