土壤的功能
前言：想要写出一篇令人眼前一亮的文章吗？我们特意为您整理了5篇土壤的功能范文，相信会为您的写作带来帮助，发现更多的写作思路和灵感。
土壤的功能范文第1篇
中图分类号：X172文献标识码：A文章编号：1672-1683（2013）01-0093-04
在自然微生态系统中，微生物群落在各项物质循环与能量循环中发挥着重要作用。庞大的微生物数量及其错综复杂的功能网络使得微生物资源的研究和有效利用具有很大的挑战性。在实验室条件中很难模拟微生物群落的自然生境，无法为微生物群落提供理想的生长环境，传统培养富集技术只能提供有限的微生物群落信息，而且实验周期较长。分子生物学技术则直接检测微生物的遗传物质基础――核酸，极大地减轻了对培养方法的依赖，由此显著促进了自然生境中微生物的监测和定性描述。功能基因芯片是新一代分子生物学检测技术，通过成千上万密集排列的核酸探针能够在短时间内分析大量的核酸分子。大部分以核酸为检测对象的技术仅提供微生物的系统发育学信息，而功能基因芯片的检测对象为微生物群落的功能基因。基因芯片技术作为无需培养的高通量检测技术，解决了传统分子生物学的低效率问题，以特异性和高度灵敏性来保证检测结果的准确性，而且可以定量检测目的基因。近十年来，功能基因芯片的发展很大地促进了有关土壤微生态的活动和多样性的研究[1]。土壤微生物有类群繁多、数量巨大、分布复杂、功能多样等特征[2]，而且现今，气候变化、工业化、城市化以及农业的发展对土壤生态系统产生不同程度的压力，土壤微生物的分布和功能在不断地发生变化，然而人们对此的了解还远远不足以预测微生物的演替充分利用微生物的功能，因此功能基因芯片在土壤微生态的研究中也得到越来越广泛的关注。
1功能基因芯片（微阵列）技术简介
1.1功能基因芯片原理
基因芯片技术作为新一代的核酸杂交技术，具有高密度、平行分析、双色测定和低背景值等优势，非常适合于检测自然环境中的微生物[3]。在此技术中，将大量核酸片段（寡核苷酸、cDNA、基因组DNA）以预先设计的方式固定在载玻片、尼龙膜等载体上组成密集分子排列，再根据核酸互补杂交原理，与标记样品进行杂交；通过检测杂交信号的强弱，判断样品中靶分子的数量及组成[4]。功能基因芯片是包含有功能基因序列的微阵列，这些功能基因编码微生物的生物化学功能的相关蛋白质。
功能基因芯片可分为功能分类基因芯片和基因表达芯片，前者的目的主要是研究菌群是否具有一些涉及特定反应过程的基因，可知微生物群落的潜在功能，杂交靶标是菌群DNA的PCR产物；而后者用于研究这些特定功能基因的生理活性及其基因真实表达的情况，需提取环境样品的mRNA，其杂交靶标是菌群cDNA的PCR产物[5]。
1.2功能基因芯片探针、杂交及数据分析
制作功能基因阵列的基因探针必须根据具体所要研究的问题进行认真选择。制备功能基因探针的方法有3种：（1）用专一性引物从纯培养物的基因组DNA中扩增所需的基因片段或以载体特异性引物从含所需基因的载体质粒上扩增；（2）通过PCR从自然环境中获取所需基因片段；（3）使用寡核苷酸探针，根据数据库中的功能序列信息设计并合成较长的（50～70个碱基）寡核苷酸探针，固化在阵列上。
为了与固定的探针杂交，待测基因（DNA或mRNA）要经PCR、逆转录、末端标记等操作，成为标记有荧光染料或同位素的核酸分子。杂交后每个斑点信号强度通过计算机进行处理得到大量信息，并进行后续的数据分析工作。数据分析一般遵循的技术路线为生物多样性分析、群落组成和结构分析、与环境因子的相关性分析，以分子生态网络的建立。在生物多样性分析中，要根据检测到的基因数量计算出各项多样性指数，如丰度、均匀度，多样性等等，同时要把不同样品殊的、唯一的以及共有的基因找出来；在群落组成和结构分析中，可利用的方法有方差分析、聚类分析、除趋势对应分析（Detrended Correspondence Analysis，DCA）、响应比分析等多种方法；群落及环境之间的关系分析中，可通过典范对应分析、矩阵相关分析、方差分解分析（VPA）等方法进行研究；建立分子生态网络目的是为了更清楚地揭示微生物功能基因和相关群落之间的关系[6]。
1.3功能基因芯片发展
最初，功能基因芯片由89个PCR扩增探针组成，可以检测到纯培养物的nirS，nirK，amoA和pmoA等四种功能基因。后来出现的多种功能基因芯片则以关乎微生物特定功能过程的基因为目标，如氮循环[7-9]，甲烷氧化菌[10]等等。近几年功能基因芯片已发展成为有数千个甚至数万个探针的综合性芯片，可同时检测数万个功能基因，涉及到碳、氮等各个循环、金属还原和有机物降解等各种微生态功能。其中最具代表性的功能基因芯片是美国俄克拉荷马大学环境基因组学研究院Zhou等[11-13]开发出的Geochip，这种综合性高通量功能基因芯片通过数万个探针提供有关功能基因的超大量信息，目前发展到了Geochip 4.0版本[13]。Geochip系列芯片被用于包括土壤、水生态系统等各种环境的微生态研究中，已充分证明此技术的适用性和发展前景。然而，功能基因芯片也存在有待进一步解决的问题：（1）要发展强有力的软件工具来设计特异性探针，以应对测序技术得到的大量序列信息；（2）面对环境样品中复杂多样的微生物资源，需要新方法、新策略来不断改善基因芯片的敏感性和定量准确性。
2功能基因芯片在土壤微生态研究中的应用
功能基因芯片从功能基因的视角探索土壤微生物在不同生态类型中和不同环境压力下的分布及规律，以及土壤微生物在污染物处理、降解和土壤修复等方面的作用和机理，并深入了解碳、氮等营养物质在土壤微生态系统中循环、转化作用机理。由此可见，功能基因芯片为土壤微生态研究提供了全新的强有力的技术分析工具，有助于更高效地利用土壤微生物对污染环境进行综合治理，或利用生物技术改选微生物，增强对外源污染物的降解和转化，同时为开发利用微生物资源维持陆地生态系统的稳定性提供了理念基础。
2.1利用功能基因芯片探讨不同生态系统中土壤的
微生态过程
功能基因芯片在森林生态系统、草地生态系统，农业生态系统等各种不同生态系统的土壤微生态研究中都得到了应用。He等[14]结合功能基因芯片和焦磷酸测序技术检测二氧化碳增加压力下的草地土壤微生物群落变化，发现在二氧化碳增加压力下有关活性碳降解、固碳、固氮以及磷释放的基因数量都有所增加，而对有关甲烷代谢和难降解性碳降解的基因没有显著影响，而且土壤微生物群落结构和代谢潜力与土壤的碳氮含量、植物生产力密切相关。这样的结果表明二氧化碳的增加改变了微生物群落的结构和组成，微生物群落的结构和功能的改变会进一步对碳的流动产生影响。Zhang等[15]研究了四川亚高山带森林中土地利用和覆盖对土壤微生物有机碳降解基因多样性的影响，其中所用的功能基因阵列包含代表123个功能基因的1 961个探针。研究结果表明，在一些土地利用类型场地中功能基因数量与基因多样性指数与土壤有机碳的增加呈正相关。Berthrong等[16]用功能基因芯片Geochip2.0（>24 000个探针，可以同时检测数千个基因，包括炭循环的相关基因）来比较土壤微生物和生物地理化学功能如何响应不同的土地利用类型，结果表明，草地向森林的转变使土壤的碳氮储存量发生了变化：桉树的种植减少了与氨化和固氮作用相关的功能基因、碳聚合物降解相关的基因和几丁质酶功能基因的丰度。另外，Zhou等[17]同样利用Geochip 2.0研究了森林土壤的微生物群落空间分布模式，结果证明了物种-区域关系适用于微生物群落的分布。Reeve等[18]收集了不同管理措施下农业生态系统的土壤样品，利用功能基因芯片探讨土壤功能和微生物群落多样性之间的关系。这些工作都把环境压力、土壤特性，植被等相关因素与土壤微生物群落的分布和功能紧密地联系了起来。还有涉及到极端生态系统的研究，Yergeau等[19]首次利用包含24 243个寡核苷酸探针（10 000多个与氮、碳、硫和磷循环和有机污染物降解相关的功能基因）的功能基因芯片研究了不同纬度上的南极土壤微生物群落变化，探讨了生态系统中影响碳氮循环的环境因素。
大部分的研究都是检测从土壤样品提取的DNA，但还有一些研究把目标转向了mRNA。Bodrossy等[20]用甲烷氧化菌的功能基因芯片对垃圾堆肥土壤进行了DNA以及mRNA的基因检测，发现一些从mRNA中检测到的基因在DNA的检测中却未出现，这说明基于mRNA的基因诊断检测可以为微生物群落结构和功能补充更多信息。McGrath等[21]构建了一个基于mRNA的环境功能基因芯片（Environmental functional gene microarray，E-FGA），用于检测不同的N2O通量条件下农田土壤中的微生物群落活动状态。检测结果显示，109个基因表达状况在高产N2O和低产N2O的条件下有明显的不同，证明功能基因芯片在环境微生物基因表达检测方面的适用性，其应用有助于利用微生物使N2O释放最少，以便最大程度地为农作物保留土壤中的氮素。
此外，大多数的微生物多样性研究集中在种群水平上的丰度和数量，少数学者关注了微生物群落之间的相互关系。对于数量巨大，多样的微生物群落，定义其复杂的网络结构是一项非常具有挑战性的任务，而高通量功能基因芯片的应用可以使这一领域的研究成为可能。Zhou等[22]通过研究提供了一个基于随机矩阵理论（random matrix theory，RMT）的概念框架，利用功能基因芯片获取了不同二氧化碳浓度下土壤样品中的数据，通过RMT方法从数据中自动识别分子网络，结果表明功能基因的分子生态网络在不同二氮化碳浓度下有明显的不同，功能基因网络的拓扑结构与土壤的地理化学参数有关。
2.2利用功能基因芯片探讨污染压力下的土壤微生态
应用功能基因分类芯片研究污染土壤的生物降解、生物修复等过程，在群落和基因的水平上对微生物进行动态检测，为提高修复降解效率提供可借鉴的理论基础。
Liang等[23]利用功能基因芯片对位于中国东北的油田土壤进行原位检测，考察不同石油污染压力下的土壤微生物群落多样性。研究结果反映了不同污染压力下的功能基因的响应关系，功能基因的丰度和多样性随着污染浓度的增加下降，含油量和土壤有效氮对微生物功能基因影响最大。钟毅等[24]以中国大庆油田典型污染场地土壤为研究对象，利用基因芯片技术分析在石油污染、调节氮磷营养、种植植物（紫花苜蓿、高羊茅和羊草）等不同微生态环境下的土壤微生物群落结构特征。此外，Rhee等[25]为了有效地监测生物降解微生物种群，开发了基于50-mer寡核苷酸探针的功能基因微阵列，应用到多环芳烃和苯-甲苯-乙苯-二甲苯污染土壤和未污染土壤分析，证明此技术具有望成为专一、灵敏和可定量的工具来揭示污染环境样品中微生物群落和生物降解基因的动态，但其检测灵敏度仍需进一步改善。Zhang等[26]通过功能基因芯片Geochip进行了多环芳烃污染土壤中微生物功能基因的研究，微生物的多环芳烃相关基因与多环芳烃的浓度之间的关系有助于阐明不同污染浓度下功能基因的动态机理。研究结果表明，虽然污染浓度对整体的微生物群落产生负面压力，但个别的多环方烃相关降解基因随着污染浓度的增加活动更加活跃，说明一些特定的微生物群落在相应的环境压力下存活率更高。
功能基因芯片应用于污染土壤研究的优势在于：可以提供生物修复降解相关的关键基因和其他生理功能基因的动态信息，在找出引起这种动态变化的驱动力的同时，微观地把微生物在降解修复中所发挥的功能与其他生物化学功能相联系，从而描绘在污染压力下的微生物功能网络。
3前景展望
功能基因芯片是将生物学、物理学、化学及计算机科学汇集于一体的新型高通量微阵列技术，因其对功能基因的针对性而得到越来越多的关注。从功能基因角度探讨微生物群落，可以深入了解微生物在各个营养物质循环与能量循环中所发挥的功能，探讨在不同宏观环境和污染压力下微生物功能的改变，追查致使微生物群落的功能和分布发生变化的关键因子，为更有效地利用微生物资源提供支持。未来，在利用功能基因芯片进行土壤微生态的研究中，应在以下两个方面深入。
（1）给合mRNA的检测，研究微生物群落的状态及真实的生理活动。因为检测DNA得到的信息中包括来自无活性细胞的功能基因，因此要结合对mRNA的检测，得到功能基因真实得到表达的信息来补充。土壤样品中的核酸提取及纯化本身就需要较高的要求，对样品前处理的技术也要越加完善。对DNA和mRNA的共同关注有利于得到土壤微生态系统的更加全面真实的信息。
（2）重视微生态细节过程，预测微生态在环境压力下的响应。现今的生态模型只是把微生物群落看作是一个黑匣子，假定生物地理化学变化与微生物群落的丰度和功能没有显著的相关性，因此一般会忽视微生态的细节过程。通过功能基因芯片获取的微生物群落结构和功能的信息可以打开这个黑匣子，将信息整合为看得见的微生物群落生态网络，用于预测各种环境压力下的微生态响应。
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土壤的功能范文第2篇
[关键词]功能区； 钩藤； 土壤； 重金属； 评价
[Abstract]Soil and Uncaria rhynchophylla in different functional areas were selected for the study，the content of heavy metals such as As， Cd， Cu， Cr， Pb， and Hg in soil and U. rhynchophylla was discussed， the characteristics of their accumulation in the U.rhynchophylla was analyzed， the contamination levels of heavy metals in soil in different functional areas was evaluated. The results showed that content of Cu， As， Pb and Cr in soil was being cropland>woodland>wasteland， content of Cd was being woodland>cropland>wasteland， content of Hg was being cropland>woodland>wasteland. According to quality standard of soil environment， soil Cd in woodland， cropland and wasteland all exceeded the state-level standards， soil Cd in woodland exceeded the secondary standard， soil Hg in cropland and wasteland all exceeded the state-level standards. According to technical conditions of green food producing area， soil Cd in woodland exceeded the limit value of standard. According to Green Trade Standards of Importing Exporting Medicinal Plants Preparations，the content of heavy metals of U.rhynchophylla in cropland，woodland and wasteland were correspond to the specification. From the single factor pollution index， the soil in woodland was polluted by Cd. From the comprehensive pollution index， the soils in different functional areas were not contaminated by heavy metals. The enrichment coefficient of heavy metals such as As， Cu， Cr， and Pb in hook of U.rhynchophylla was being wasteland>woodland>cropland， the enrichment coefficient of Cu in hook of U. rhynchophylla in wasteland was more than 1. Except Cu， the enrichment coefficient of other heavy metals was low.
[Key words]functional areas； Uncaria rhynchophylla； soil； heavy metals； evaluation
doi：10.4268/cjcmm20162008
在“回归大自然”的背景下，中药材因其绿色、环保和副作用小而发展迅速，社会需求量和种植面积不断上升。但工业化、城市化推进及农药化肥的不合理使用等，使得中药材不断出现重金属超标等问题[1]。邹耀华等调查发现“浙八味”中重金属镉和铅有一定的超标[2]，中药材川芎块茎中存在重金属超标问题[3]，赵静等的三七调查中发现砷（As），镉（Cd）超标率分别为32.4%，29.7%[4]。土壤作为中药材生产的基础物质，土壤重金属的种类和含量在很大程度上影响着中药材中相应重金属的含量[5]，因此必须加强对土壤重金属进行考查及评价[6]。目前，中药材产地土壤重金属评价方法主要包括单因子与综合因子指数法、地累积指数法、潜在生态危害指数法等指数法[7]。对中药材土壤重金属进行考查及评价过程中，还应重视中药材自身对重金属吸收和累积特性[8-9]。富集系数作为反映植物对重金属积累能力的强弱，通过对中药材重金属富集系数的分析，周浓等人发现白术、木香、川芎对Pb具有较强的生物积累作用[10]。中药材及其种植环境的重金属研究，对解决中药材生产过程中重金属超标问题具有十分重要的意义。
钩藤为儿科和治疗高血压的常用药材，以带钩茎枝入药。其性微寒味甘，归肝、心包经，可清热平肝，有熄风定惊之效，用于头痛眩晕、感冒夹惊、惊痫抽搐、妊娠子痫、高血压症等症状效果显著[11]。随着对钩藤药效成分及药理作用研究的深入[12-16]，钩藤的入药量也日益增加，野生钩藤已经无法满足市场的需求，人工栽培成为钩藤生产发展的趋势。中药材栽培中重金属超标，不仅影响中药材的品质，同时也严重危害人类健康。重金属铅进入人体后会对神经系统、造血系统、血管和消化系统造成一定的损害，砷能够引起肝、肾、心等实质器官的衰退，镉对人有致畸、致癌、致突变作用，汞造成肾功能衰竭[17]。但目前对钩藤的研究更多的集中于钩藤种质资源、钩藤化学成分及钩藤药理作用等的研究[18-21]，针对钩藤产地土壤与钩藤植株中重金属的研究较少，而对不同功能区土壤-钩藤系统中重金属分布与累积特征尚未见报道。为此，本研究以不同功能区土壤-钩藤系统为研究对象，探讨了不同功能区钩藤土壤和钩藤植株中重金属元素含量及其在钩藤植株中的富集特征，并对不同功能区钩藤土壤中重金属元素含量进行评价，以期为钩藤的优质栽培提供基础资料和决策依据。
1 材料与方法
1.1 研究区域概况 剑河县位于贵州省黔东南苗族侗族自治州中部，东经108°17′08″―109°04′12″，北纬26°20′42″―26°55′42″，全县总面积为2 165.3 km2。最高海拔1 626 m，最低海拔348 m。剑河县属亚热带季风气候，冬无严寒，夏无酷暑，温和湿润，年平均气温17.7 ℃，最冷月平均气温5.9 ℃，极端最低气温-8.1 ℃，无霜期326 d。年平均降雨量1 220 mm，年平均日照时数1 236.3 h。剑河地质构造属江南古陆地的一部分，为山地性高原，处于雷公山中山地貌向湘西丘陵过渡地带，山势崎岖，高山耸翠。剑河县主要成土母岩为砾岩类、粉砂岩、页岩、碳酸盐岩、燧石岩、磷块岩、板岩、变异砂岩等。土壤主要以黄壤（pH 4.2～5.5）为主，有部分黄红壤（pH 4.2～5.0）和少量石灰岩发育而成的黄色石灰土（pH 5.4～5.8）、酸性紫色土，见表1。
1.2 样品的采集 采用典型性分析法，同时考虑小区域对比布点的方法，对钩藤3种功能区下（耕地、林地和荒地）土壤进行样品采样。土壤样品采样时必须重视采集样品是否具有代表性，应根据研究区域的地形地貌实际情况，考虑地形、土壤类型和植被等自然因素及耕作施肥等人为因素的影响，进行布点设位。本研究中样地均采用“S”形方式进行，采集5～8个采样点为1个混合样，每个点采集0～20 cm土层土壤样品，合计采集92个土壤样品。
在采集土壤样品的同时，在相同区域采取一一对应的原则采取钩藤植株样，并分钩、茎和叶3个部位进行采集。为避免采样器具对样品的污染，采样过程中均用不锈钢铲和木制等工具；对采集完毕的样品进行编号和GPS定位。在2013年3月28日采集46个钩藤发芽前期土壤样品和2013年4月25日采集17个中期土壤样品及植株样品，以及2013年10月21采集46个成熟期土壤样品和植株样品，合计109个样品。
1.3 样品的制备 土壤和植株样品的处理和测定方法均按照《土壤农业化学分析方法》和国家重金属检测的相关标准进行[22-23]。将采集的样品分别装入不含重金属的布袋带回实验室，剔除植物残体及大砾石等非土壤物质，置于阴凉通风处自然晾干。晾干后充分混匀，按对角线四分取土法分取一半样品研磨过孔筛，另一半作为备用样品保存。采集每种植物样品，分别用自来水充分冲洗以去除粘附的泥土和污物，再用去离子水冲洗，之后放入烘箱于105 ℃左右杀青5 min，再于70 ℃左右烘干至恒重，烘干后的植物样品用不锈钢植物粉碎机粉碎，过40目筛，装密封袋备用。
1.4 项目测试 本研究分析测试的重金属包括铅（Pb）、铬（Cr）、铜（Cu）、汞（Hg）、As 和Cd 6种，实验中所用试剂均为优级纯、二次去离子水，重金属均采用六点标准曲线外标法定量，各指标标准曲线r>0.99，测定过程中严格按照国家标准，采用平行样和标准参考物质来控制准确度。植物样品采用HNO3-HClO4加热消解、土壤样品采用HCl-HF-HNO3-HClO4加热消解。土壤与植物中As采用原子荧光光谱法，以双道原子荧光光度计测定；植物中其它重金属元素以ICP-MS测定。土壤中Cr采用火焰原子吸收分光光度法；土壤中Cd采用石墨炉原子吸收分光光度法测定；土壤中Hg和Pb采用石墨炉原子吸收分光光度法测定；土壤中Cu采用电感耦合等离子体质谱法。所有样品均做相应的试剂空白，并以国家标样进行质量控制。
1.5 评价 本研究采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数对不同功能区下钩藤土壤中重金属进行评价。单因子污染指数法能够分别反映各个污染物的污染程度，表达式为Pi=Ci/ Si（Pi为农作物中污染物i的环境质量指数，Ci为污染物i的实测浓度值，Si为i种污染物的评价标准）。根据单因子指数值的大小来判断农作物中某种重金属的污染程度，若Pi≤1.0，则农作物没有受到污染；若Pi>1.0，则农作物已受到污染，指数越大则表明农作物污染物累积污染程度越高。
单因子污染指数法只能评价各个污染物的污染程度，评价某个区域重金属污染程度时需将单因子污染指数按一定方法综合起来应用综合污染指数法进行评价。综合污染评价采用兼顾单元素污染指数平均值和最大值的内梅罗综合污染指数法，计算公式如下。
其中，P综合为土壤综合污染指数； Pi（max）为土壤中单项污染物的最大污染指数。根据内梅罗综合污染指数的大小对农作物质量进行分级。农作物污染分级的评价标准见表2。
运用富集系数评价不同功能区下钩藤对重金属的吸收累积特点，其表达公式为：富集系数=植物中某种元素含量/土壤中该元素含量，当富集系数
2 结果与分析
2.1 不同功能区下土壤重金属特征 对钩藤产地不同功能区下的土壤重金属分析见表3，不同功能区下土壤重金属Cu，As，Pb，Cr含量表现为耕地>林地>荒地。不同功能区下土壤重金属Cd含量表现为林地>耕地>荒地，重金属Hg含量表现为耕地>荒地>林地。耕地的重金属Cu含量分别比林地和荒地高115.98%，171.71%；耕地的重金属As含量分别比林地和荒地高0.61%，193.81%；耕地的重金属Pb含量分别比林地和荒地高38.89%，124.84%；耕地的重金属Cr含量分别比林地和荒地高38.38%，96.85%；耕地的重金属Hg含量分别比林地和荒地高360%，53.33%；林地的重金属Cd含量分别比林地和耕地高52%，31.03%。
参照《土壤环境质量标准》（GB15618-1995），从表3可以看出，重金属Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》一级标准，林地下重金属Cd超过了《土壤环境质量标准》二级标准；耕地和荒地下重金属Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准，其余重金属均没有超过《土壤环境质量标准》。以《绿色食品产地环境技术条件》（NY/T 391-2000）为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值，其余重金属均没有超过《绿色食品产地环境技术条件》。
参照《土壤环境质量标准》，采用单因子指数（Pi）和内梅罗综合指数法（P综）进行评价，结果见表4。从单因子污染指数来看，除林地土壤Cd的单因子污染指数大于1，其余功能区下重金属单因子污染指数均小于1，表明林地受到重金属Cd的污染，其余不同功能区下的钩藤土壤均未受到各污染物污染。从综合污染指数来看，荒地重金属综合污染指数小于0.7，污染等级为安全；林地重金属综合污染指数为0.91，耕地重金属综合污染指数为0.73，林地和耕地污染等级为警戒线。从综合污染指数来看，钩藤在不同功能区下土壤都没有受到重金属的污染。
2.2 不同功能区下钩藤重金属特征 对不同功能区下的钩藤重金属统计，钩藤叶、茎、钩中的重金属在不同功能区下含量存在显著性差异的，见表5。钩藤叶中的重金属表现为，Cu，Cd，Cr是荒地>林地>耕地，As是荒地>耕地>林地；Pb是耕地>林地，荒地未检出；耕地下钩藤叶中的Hg为0.02 mg・kg-1，林地和荒地未检出。钩藤茎中的重金属表现为，Cu是林地>荒地>耕地，Cd和As是荒地>耕地>林地，Pb耕地>荒地>林地，Cr荒地>林地>耕地；耕地下钩藤茎中的Hg为0.01 mg・kg-1，林地和荒地未检出。钩藤钩中的重金属含量表现为，耕地、林地和荒地均未检出Hg的含量，Cu荒地>林地>耕地，Cd荒地>耕地>林地，As耕地>林地>荒地，Cr耕地>荒地>林地；林地下钩藤钩中的Pb含量是耕地的10.6倍，荒地未检出。
从统计结果中发现，不同功能区下钩藤叶、茎、钩中的重金属也不同。耕地中重金属表现为，Cu，Cr钩>茎>叶，As钩>叶>茎，Cd茎>钩>叶，Pb叶>茎>钩；Hg叶>茎，钩未检查出来。林地中重金属表现为，Cu叶>钩>茎，As茎>钩>叶，Cd叶>茎>钩，Pb钩>叶>茎，Cr钩>茎>叶，Hg未检查出来。荒地中重金属表现为，Cu，Cd钩>茎>叶，As茎>叶>钩，Cd叶>茎>钩，Cr茎>钩>叶；Pb叶中量为1.03 mg・kg-1，钩和茎未检查出来，Hg未检查出来。依据《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》（WM-T2-2004）对重金属的限量指标，3种功能区下钩藤中重金属含量均符合标准。
2.3 不同功能区下钩藤重金属富集系数 土壤重金属污染具有隐蔽性，通过调查发现，钩藤种植区域无工业污染和城市生活污染，钩藤植株中重金属来源主要受土壤母质的影响。土壤对母岩具有很强的继承性，不同母质发育的土壤，其背景值存在较大差异。重金属富集系数反映了植物将土壤中重金属元素转移到植物体内的能力，为评价钩藤对土壤中重金属的富集能力，引用土壤重金属富集系数对钩藤各部位重金属进行评价[24]。重金属富集系数越大，则植物对该种重金属从土壤向体内的迁移能力越强。钩藤作为一种大宗药材，其主要用药部位为钩，对钩藤不同功能区下钩藤钩中重金属富集系数进行统计，不同功能区钩藤钩对不同的重金属富集能力不同，耕地、林地和换地下钩藤钩对重金属Hg的富集系数为0。Cu，Cr，Pb，As的富集系数为荒地>林地>耕地，荒地下钩藤钩对重金属Cu的富集系数大于1，说明荒地下重金属Cu容易从土壤迁移到钩藤中，见图1。
可以看出不同功能区下的钩藤不同部位对土壤中重金属的吸收和富集特征存在较大差异，3种功能区下Cu在各部位的富集系数都比其他重金属高，重金属Cu在林地下的叶中和荒地下的钩、茎及叶中的富集系数大于1，见表6。对于同一部位，不同功能区下的钩藤重金属的富集作用总体表现为荒地>林地>耕地。因此，钩藤种植基地土壤尚属安全区域，土壤富集系数较低，排除前面工业污染外，此种植区域人为活动对土壤重金属的影响较大，继续加大对种植区域的保护，有利于药材品质的长期发展。
3 讨论
从本研究中不同功能区土壤重金属含量来看，一般表现为耕地重金属含量较高，这种变化趋势主要与人为施用化肥有关。有关研究[25]发现，磷肥生产中因磷矿石中含有一定量的重金属污染物Cd，As，Cr，Pb等，使磷肥中含有较多的Cd，As，Cr，Pb，Hg及Cu等重金属物质。在钩藤种植基地人工管理过程中，应注重化肥的合理使用及人工管理。
参照《土壤环境质量标准》一级标准，本研究中Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》，耕地和荒地下Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准。参照《土壤环境质量标准》中的二级标准，本研究中林地土壤重金属Cd超过了标准值。以《绿色食品产地环境技术条件》为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值。单因子指数评价中林地土壤重金属Cd为轻度污染等级，从综合污染指数来看，钩藤不同功能区下土壤均没有受到重金属的污染，但林地和耕地污染等级为警戒线。总体上3种功能区下的土壤环境达到钩藤清洁安全生产的要求，但在钩藤种植中应注意控制土壤Cd和Hg这2种重金属的含量。
本研究对不同功能区下钩藤土壤中重金属Cr，Cd，Cu，As，Hg，Pb含量进行相关性分析，其中Cr与Cu呈极显著正相关性，相关系数为0.91；Cu与Pb，Cr与Pd，Cd与As呈显著正相关性，相关系数分别为0.43，0.50，0.41。不同功能区下钩藤土壤中重金属Cr，Cd，Cu，As，Hg，Pb含量存在一定的相关性，其土壤为Cd和Hg为主的复合污染。
本研究中不同功能区下钩藤重金属含量均符合《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》中对中药材重金属含量的品质要求。本研究中林地土壤受到重金属Cd的轻度污染，但林地下钩藤叶、茎和钩中重金属含量并没有受到重金属的污染。重金属从土壤进入植物体的过程会受到植物本身的遗传特性、主动吸收功能和对元素的富集能力影响。植物重金属富集系数是植物体内重金属含量与土壤中重金属含量的比值，常用来评价重金属在土壤-植物体系中迁移的难易程度。本研究中Cu在3种功能区下的富集系数都比其他重金属高，表明重金属Cu容易在钩藤中富集；从功能区看，荒地下钩藤重金属的富集作用较强。因此，继续加大对种植区域的保护，有利于药材品质的长期发展。
重金属是对人体有害的微量元素，当其在体内蓄积至一定量时会起免疫系统障碍和多种功能损害。土壤重金属对中药材重金属的累积量有一定的影响，钩藤3种功能区下土壤尚属安全区域，3种功能区钩藤对重金属的富集系数较低，排除前面工业污染外，人为活动对土壤重金属的影响较大。在钩藤种植中化肥的不合理使用增长了耕地土壤重金属的含量，因此在钩藤种植基地人工管理过程中，尽量采取桔梗还土，施用农家肥或是动物-钩藤养殖模式来培肥土壤。人工管理过程中，还可通过施用土壤改良剂、钝化剂等来降低土壤重金属的生物有效性和可迁移性。钩藤是茜草科钩藤属常绿藤本植物，目前钩藤的种植方式主要以净作为主。但是长期的连作改变了土壤的环境，降低了土壤的肥力，化肥的使用在提高土壤养分含量的同时也会导致土壤重金属含量增高。土壤重金属调查发现，3种功能区下重金属Cd，Hg是影响土壤环境质量的主要重金属。通过筛选对重金属Cd，Hg超累积植物，改变钩藤的种植方式，采用套种或间种Cd，Hg超累积植物，利用Cd，Hg超累积植物吸收并去除土壤中Cd，Hg。
4 结论
不同功能区下土壤重金属Cu，As，Pb，Cr含量表现为耕地>林地>荒地，Cd含量表现为林地>耕地>荒地，重金属Hg含量表现为耕地>荒地>林地。参照《土壤环境质量标准》，重金属Cd在3种功能区下均超过了《土壤环境质量标准》一级标准，林地下重金属Cd超过了《土壤环境质量标准》二级标准；耕地和荒地下重金属Hg超过了《土壤环境质量标准》一级标准，其余重金属均没有超过《土壤环境质量标准》。以《绿色食品产地环境技术条件》（NY/T 391-2000）为标准，林地下重金属Cd超过了《绿色食品产地环境技术条件》规定的限量值，其余重金属均没有超过《绿色食品产地环境技术条件》。从单因子污染指数来看，林地受到重金属Cd的污染，其余不同功能区下的钩藤土壤均未受到各污染物。从综合污染指数来看，荒地重金属综合污染指数小于0.7，林地重金属综合污染指数为0.91，耕地重金属综合污染指数为0.73，林地和耕地污染等级为警戒线。总体上，钩藤在不同功能区下土壤都没有受到重金属的污染。
钩藤叶、茎、钩中的重金属在不同功能区下含量存在显著性差异的，不同功能区下钩藤叶、茎、钩中的重金属也不同。依据《药用植物及制剂进出口绿色行业标准》（WM-T2-2004）对重金属的限量指标，3种功能区下钩藤中重金属含量均符合标准。不同功能区钩藤钩对不同的重金属富集能力不同，耕地、林地和换地下钩藤钩对重金属Hg的富集系数为0。Cu，Cr，Pb，As的富集系数为荒地>林地>耕地，荒地下钩藤钩对重金属Cu的富集系数大于1， 说明荒地下重金属Cu容易从土壤迁移到钩藤中。3种功能区下Cu在各部位的富集系数都比其他重金属高，重金属Cu林地下的叶中和荒地下的钩、茎及叶中的富集系数大于1。对于同一部位，不同功能区下的钩藤重金属的富集作用总体表现为荒地>林地>耕地。
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土壤的功能范文第3篇
关键词：土壤动物；生态系统；生态功能；多样性
1土壤动物多样性
土壤动物生态学的研究基础是土壤动物的群落让分布，在我国近些年的不断探索和研究过程中，在土壤动物多样性的研究上取得了巨大的成就。在现有的研究中，不仅涵盖了热带到温带等多种气候地区土壤动物的多样性，而且包括了森林、草原甚至是农田、城乡等多种地区的土壤动物群落分布及其多样性。对诸多的研究结果进行比较、分析可以发现，不同环境、不同气候的土壤动物群落存在较大的差异。
土壤动物指的是在土壤中生存的动物的总称，是土壤生态系统中的重要组成部分，也是消费者的主体。在生态系统的物质以及能量循环中，不仅能够从土壤中物质获得自身需要的营养，而且能够将其排泄物归还给环境，保证整个生态系统的稳定和平衡。土壤中常见的动物有蚯蚓、变形虫、线虫、蚂蚁等，当然这其中也有很大一部分在生态系统中与分解者共同作用，能够分解生态系统中存在的林木枝叶、动物尸体等，为生态系统的循环做了重要贡献。例如，在生态系统中的诸多菌类对林木、动物粪便等进行软换、初步处理等，会被土壤动物吞食，然后通过排泄的方式将分解的这些东西排出到生态系统中，然后再经过微生物的分解。另外，也有一部分土壤动物也会捕食其他动物，为土壤生态系统的构成增加了更多的适应性。
而且，通过现有的研究整理发现，土壤动物群落与纬度也有密切联系，随着纬度的升高动物群落中个体的数量也逐渐增加，这主要受到了纬度变化引起的土壤内物质变化、环境热量变化以及植被的自然条件的变化影响。就同纬度的自然环境来看，土壤动物群落主要受到局部环境的影响，总体上表现为草地、森林等地区的土壤动物较多，这主要是由于这些地区的水分充足的原因，另外在土壤中营养物质丰富以及扰动较少的土壤中，土壤动物数量也相对较多。而且，土壤动物在土壤中的分布也呈现出随着土壤深度在增加，土壤动物的数量也呈现逐渐递减的趋势。
2土壤动动物生态功能探索
2.1小型土壤动物的生态功能研究
在土壤动物中，像线虫、原生动物等个体相对较小，常常被分为小型土壤动物，而且由于其体型较小，所以其在土壤中的活动范围也较小，对于土壤的影响也相对不大。例如，原生动物在突然中主要扮演着消费者的角色，主要是细菌的消费者，其能够通过对微生物的取食来辅助调节土壤生态系统的平衡。另外，原生动物对细菌类群的取食还能够间接影响当地植物的生长状况。
当然，在整个突然生态系统中，原生动物还是其他动物的食物来源。虽然，目前越来越多的学者进行了土壤动物的研究，但是对于其生态的功能的研究还不完善。
以线虫为例，线虫能够通过取食细菌进行生存，同时能够通过排泄的方式使得土壤获得更多的氮，线虫贡献的氮达到了19%，这在很大程度撒谎能够是由于线虫的碳氮比比细菌大，所以其获取的氮远远超过了自身的需要，所以其余的氮则通过排泄的方式以铵盐的方式释放到土壤中，促进了土壤中的氮矿化。而且，笔者通过研究还发现，线虫能够影响土壤中有机物的分解和氮矿化，主要是通过直接或者间接影响碳氮比来影响其矿化，进一步影响土壤中有机物的分解，促进植物的生长。
2.2中型土壤动物的生态功能研究
除了小型土壤动物之外，螨类和条虫等由于体型较大等原因，所以是中型土壤动物的代表，然其也和小型土壤动物有许多共同之处，其中一部分也以真菌、细菌以及林木枝叶为食，而另一部分则是以小型土壤动物为食。所以中型土壤动物会对林木枯叶产生很大的影响，进一步直接或者间接的影响微生物群落以及整个生态系统。最常见的跳虫便是以真菌以及寄生虫为食，所以对植物有利，能够帮助植物很好的防治病虫害。而甲螨的分解作用也在生态系统中起到了很好的作用，其首先是取食林木枯叶等掉落物，这样就会影响这部分区域的微生物的群落，也会使得林木枯叶等加快分解。最终，能够起到促进土壤中有机物质分机，增加土地肥力的作用。
由于以甲螨和跳虫为例的中型土壤动物较多，而且中型土壤动物种类也较多，所以有很多的中型土壤动物被用来作为了土壤质量以及污染状况的指示动物。而且随着研究的不断深入，可以发现中型土壤动物能够直接或者间接的影响土壤团聚体的形成，那么这也将影响地球化学过程以及水分渗透等的过程，对气体的交换等方面也造成很大的影响。其中，甲螨在取食细菌的过程中能够促进微生物的补偿性生长，进一步影响微生物的群落，这就会简洁的影响土壤团聚体的形成，尤其是其粪便在团聚体形成的过程中扮演了很重要的角色。这也能够看出，甲螨等中型土壤动物对团聚体的形成的影响主要是间接影响。而且，在中型土壤动物中，中气门和前气门螨扮演了重要的角色，所以在土壤生态系统中其对碳以及氮的矿化能力接近，所以在矿化过程中起到了重要作用，尤其是在氮的矿化中，其矿化能力为氮矿化的15% ―30%。
另外，中型土壤动物还能够调节整个土壤生态系统中土壤动物的种群密度，从而能够进一步影响土壤中的生态结构，最终影响整个土壤生态系统。
2.3大型土壤动物的生态功能研究
谈到大型土壤动物，最常见的当数蚯蚓，其生命活动都能够或多或少的影响整个土壤生态系统，像取食、排泄，甚至分泌都会对生态环境产生影响，而且与其他的土壤动物不同的是，蚯蚓还可以通过掘土等特殊行为对生态系统造成影响。
蚯蚓在土壤生态系统中，首先是能够影响土壤中有机物质的分解，促进生态系统中能量和物质的循环，尤其是营养物质。其次，其分泌、掘土以及排泄等行为还会影响土壤的理化性质，而且在这些过程中还往往会与其他动植物以及微生物相互作用，最终构成了多姿多彩的自然生态系统。
蚯蚓主要社区土壤以及土壤中的林木落叶等，也能够取食其中的微生物以及小型土壤动物，所以就会影响土壤生态系统中的微生物的群落分布以及小型土壤动物的群落。而且，值得一提的是蚯蚓在碳循环中的重要作用，在碳循环中蚯蚓有“生态系统的工程师”的称号。目前有研究指出，在整个生态系统的碳循环中，蚯蚓能够通过翻耕土壤来提高二氧化碳的排放，这也将进一步提高土壤的肥力，不过也有人认为其在碳循环中对生态系统中碳的净固存起到了不利的作用。但是笔者认为，在碳循环中蚯蚓是在特定的时间内提高了二氧化碳的释放量，这并不能够作为其造成不利影响的标准。
与其他土壤动物协作与配合，能够加快土壤中有机物的矿化以及转化，而且在土壤中有机物的矿化和稳定化的过程中，蚯蚓起到的作用是不对称的，其中对有机物的稳定化会大于其对有机物的矿化，这也是上面提到了生态系统中碳净固存产生的原因。在生态系统中，蚯蚓最大的作用还能够促进土壤中养生的利用率，这对植物的生长具有很大促进作用，而且这也将 使得整个生态系统的肥力水平有所提高，对生态系统的多样性具有促进作用。
而且，应该注意的是大型土壤动物是生态系统中的主要的影响因素，其主要作用是其肠道微生物，以蚯蚓为例，其肠道内的厌氧微生物群落及其他微生物种群对生态系统的影响至关重要，而且蚯蚓是土壤生态系统中重要的N2O排放的重要来源，这也和其肠道内的微生物群落有关。
当然，除上述所言，蚯蚓的掘土、蠕动等行为对土壤生态系统的影响也不可忽视，其中蚯蚓以动植物的尸体为食，通过倡导的作用，会导致其排泄物中含有大量的团聚体。而其掘土行为，能够使得其粪便与土壤中的各种物质有机混合，最终影响土壤中的有机成分和土壤生态系统。
3土壤动物生态功能总体分析
自然环境是针对动物体或者植物体而言外界环境的组成部分，各种天然因素的总合构成自然环境。生态环境和自然环境有所区别，生态关系、生物因素以及非生物因素共同作用下构成整体系统。如果在其中仅有非生物因素而不具有生态关系以及生物因素，就不是完整的生态环境。因此，在土壤动物生态系统保护中必须要综合处理好生物因素、非生物因素以及生B关系，不仅仅要进行生态环境保护，还应该加强生态环境建设。
对于土壤动物生态功能而言，土壤环境也是其重要组成部分，而土壤中生物群落多样性也直接和土壤环境相关。由于土壤环境的不同，不仅导致动物群落的物种不同，而且导致群落分布也存在变化，同时也会受到环境因素影响。不仅土壤有机质会影响土壤动物种类和分布，土壤的PH环境因素也会影响土壤动物。而在土壤生态系统中，环境对生物群落具有很重要的影响作用，生物群落的多样性相对更高，但是对于均匀度有影响，会降低生物群落均匀度。随着草地等地表植被的退化，生物群落多样性会出现降低的情况。所以说，土壤动物的多样性和自然环境有着密切的联系，共同决定着生态系统的稳定性。
4结论
土壤动物的多样性对土壤生态系统乃至整个生态系统具有重要作用，无论是在碳氮循环还是在土壤有机物质改善等方面都具有不可替代的作用。而且，在陆地生态系统中，土壤动物的种类是较多的，而且在目前的研究中也能够发现地下动物的多样性研究也主要是土壤动物的研究，所以本文研究了土壤中动物的多样性，并且分析了其生态系统的功能，指出了其与自然环境的共同作用，希望为土壤动物的研究提供参考和借鉴。
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土壤的功能范文第4篇
关键词：土壤污染；生态环境；环境治理；污染防治。
随着我国工业化进程加速、城市化的大力推进以及化学品、农药等现代科技产品的使用，人类社会向自然环境排放了大量污染物，使得土壤污染的总体形势异常严峻。我国在土壤污染防治方面立法供给严重不足，现有立法呈现分散碎片的特征，远不能满足土壤污染防治的现实需要，我国亟需系统化完善土壤污染防治立法。
一、我国土壤生态环境现状。
土壤是“以母质为基础，在物理、化学和生物的长期共同作用下，不断演化而成的土状物质，它由固相、液相和气相物质以及生物体四部分组成，各部分之间相互作用，形成了一个复杂的体系”。[1]土壤是生态系统的重要组成部分，是动植物生长繁育的自然基础之一。土壤各组成部分互相联系、互相作用，共同组成了复杂多样的土壤生态环境系统。土壤生态环境系统内外存在着物质、能量和信息的变化与交换，保持着结构和功能的动态稳定。土壤结构多样、功能多元和过程复杂的特性使得土壤对人类具有极其重要的经济价值和生态价值。然而，土壤生态环境系统却非常脆弱，土壤具有吸附性、缓冲性、氧化还原性以及自净的功能，其能广泛接触水、大气、固体废物等中的污染物，这就使得土壤极易受到污染。
土壤污染是指“由人类活动产生的各种污染物通过各种途径输入土壤，其数量和速度超过了土壤的净化能力，导致土壤的组成、结构和功能等发生变化，从而使土壤的生态平衡受到破坏，正常功能失调，导致土壤环境质量下降，影响作物的正常生长发育，并产生一定的水和大气次生污染的环境效应，最终将危及人体健康以及人类生存和发展的现象。”[2]我国土壤污染的总体形势相当严峻，据不完全统计，“目前中国受污染的耕地约有 1.5 亿亩，污水灌溉污染耕地 3250 万亩，固体废弃物堆存占地和毁田 200 万亩，合计约占耕地总面积的 1/10 以上”[3]。这些土壤污染的污染源主要有酸雨、大气尘埃、工矿固体废物、生活垃圾、化肥和农药、工矿废水灌溉、农家肥、地膜污染等。与大气污染、水污染相比，土壤污染具有隐蔽性、富集性、复杂性和不易逆转性的特点，这使得土壤污染的危害严重，治理困难、耗资巨大。
土壤污染对人体健康、土壤生态环境和经济、社会的可持续发展构成严重威胁。首先，土壤污染严重危害人体健康。土壤污染造成有害物质被农作物吸收，使有害物质通过食物链富集于人体内，引发各种急慢性疾病，危害人体健康。其次，土壤污染威胁生态安全。土壤污染直接影响土壤生态环境系统的结构和功能，导致依附于土壤的生物种群结构发生改变，生物多样性减少。土壤污染还会导致水、大气、海洋等环境要素的交叉污染，进而影响整个生态安全。最后，土壤污染影响经济、社会的可持续发展。土壤污染使土壤生产力和耕地质量下降，导致粮食减产、粮食质量下降，进而影响整个社会的可持续发展。
二、我国土壤污染防治立法的缺陷分析。
土壤污染防治的法制化是我国根治土壤污染的基本路径。
目前，我国涉及土壤污染防治的法律法规总体可分为环境保护基本法、土壤污染防治专门法及相关法三个部分。首先， 《环境保护法》 对土壤污染防治、农业环境保护作了原则性规定。
《环境保护法》 第 20 条要求各级人民政府对土壤污染和土壤生态环境破坏从水土整治、动植物保护、化学品及农药安全等方面进行综合系统防治。其次，我国目前尚无土壤污染防治的专门法律，现有与土壤污染防治密切相关的法律法规主要是 《水土保持法》 和 《土地复垦条例》。2007 年 《沈阳市污染场地环境治理及修复管理办法 （试行）》 从监督管理、污染场地的评估与认定、污染场地的治理及修复、法律责任等方面对污染场地环境治理及修复管理进行了比较系统的规定。1995 年制定的《土壤环境质量标准》 对农田、蔬菜地、茶园、果园、牧场、林地、自然保护区等的土壤规定了不同的质量控制标准。最后，土壤污染防治相关法主要涉及 《大气污染防治法》、 《水污染防治法》、 《固体废弃物污染防治法》 等污染防治及 《土地管理法》、 《森林法》、 《草原法》、 《矿产资源法》 等自然资源保护方面的法律法规。另外，其他环境保护专门法中有助于土壤污染防治的还有 《环境影响评价法》、 《清洁生产促进法》、 《节约能源法》、 《农业法》、 《城市规划法》、 《标准化法》、 《排污费征收使用管理条例》 等。
然而，我国土壤污染防治立法还相当不完善，存在严重的结构与功能缺陷，已明显不能为防治土壤污染提供有力地法律制度保障。
第一，我国土壤污染防治立法的结构性缺陷。首先，立法缺乏系统性。涉及土壤污染防治的法律法规应是一个有机联系的整体，而我国不仅环境保护基本法性质的 《环境保护法》 对土壤污染防治的规定相当简单，而且还缺乏专门性的土壤污染防治单行法律法规。这既与当前严峻的土壤污染形势极不相适应，也严重制约了土壤污染防治的工作开展。其他涉及土壤污染防治的法律法规只有关于土壤污染防治的零散规定，且这些规定多是宣言式和框架式的，既无对土壤污染防治的明确详细规定，又缺乏相互配合联系，无法为土壤污染防治提供有效的制度保障。其次，立法缺乏对土壤的统一性保护。现有土壤污染防治法律法规分别从不同的领域对不同的土壤进行规定，缺乏对土壤生态环境保护的基本化规定。立法的土壤规制对象比较狭窄，偏重规制农业土壤污染，对工业、城市土壤污染重视不足。再次，立法缺乏土壤污染防治的系统性制度供给。立法缺乏完善的土壤污染防治制度使得立法缺乏可操作性，行为规则原则性、概括性强，明确性不够，缺乏针对性。最后，立法缺乏对土壤污染防治管理体制的系统性规定。我国的环境管理体制实行行政主管部门统一管理与各部门分工负责相结合管理。
目前，土壤污染防治行政主管部门不明确，行政主管部门与分工负责的各部门之间的职权划分不清。环保、国土资源、水利、农业等部门多头管理，无法有效应对复杂的土壤污染防治系统性工作。
第二，我国土壤污染防治立法的功能性缺陷。结构与功能具有对应关系，结构决定功能，我国土壤污染防治立法的结构性缺陷直接导致土壤污染防治立法的功能性缺陷。土壤污染防治立法在功能上是为了实现预防和治理土壤污染，而现有土壤污染防治立法存在明显的重预防轻治理的结构性缺陷，其造成了土壤污染防治立法在治理土壤污染方面的功能性缺陷。即使在预防土壤污染方面，立法也存在严重的偏重控制点源污染，忽视对农药、化肥、大气污染、水污染等面源污染控制，导致土壤污染防治立法在防治土壤面源污染方面的功能性缺陷。在土壤污染治理上，立法更是很少涉及土壤污染治理，即使有土壤污染修复方面的地方立法，由于其立法层次低、适用范围窄、手段单一，仍无法有效治理土壤污染。
三、域外土壤污染防治立法借鉴。
域外国家和地区对土壤污染防治主要实行专门立法、相关立法和综合立法相结合的模式，实现了对土壤污染防治的系统性立法。
美国早在 20 世纪 30 年代就制定了专门的 《土壤保护法》，该法通过防治土壤污染、流失来保护农业生产。之后，美国又从对废物全程管理的角度防治土壤污染，制定了 《固体废物处理法》、 《资源保护回收法》、 《危险废物设施所有者和运营人条例》、 《综合环境污染响应、赔偿和责任认定法案》、 《超级基金增补和再授权法案》 和 《纳税人减税法》 等法律。此外，美国在水污染防治的 《清洁水法》、水源地保护的 《安全饮用水法》、化学品等有毒物质污染防治的 《有毒物质控制法》 和《联邦杀虫剂、杀菌剂和杀鼠剂法》 中从对各污染源的控制来加强土壤污染防治。
英国针对土壤污染防治制定了专门的 《环境保护 1990：
Part IIA法案》。另外，英国注重对污染的系统防治。 《污染控制法》 是英国环境保护的基本法，该法对废弃物污染、水污染、空气污染、噪声污染等实行全面系统控制。英国还在对生活垃圾处理的 《生活环境舒适法》、对危险废物控制的 《有毒废物处置法》 和 《有毒污水处理法》 中从对各污染源的控制加强土壤污染的防治。
德国针对土壤污染制定了专门的 《联邦土壤保护法》、《国土整治法》、 《联邦土壤保护与污染地条例》 和 《建设条例》 等。“德国近期关于土壤污染防治的法律实践主要包括法院的司法判例发展以及土壤污染防治政策的整合两个方面。”
[4]同时，德国意识到仅仅依靠专门的 《联邦土壤保护法》 等法律法规防治土壤污染是不够的，需要将专门的土壤污染保护法律与涉及土壤领域的其他法律结合起来，实现土壤污染防治的专门化与系统化。德国先后制定 《循环经济与废物管理法》、《肥料和植物作物保护法》、 《基因工程法》、 《联邦森林法》、《联邦矿业法》、 《联邦污染防治法》 等法律从不同领域实现对土壤污染的整体控制。
日本针对土壤污染防治也制定了专门的 《农用地土壤污染防止法》、 《土壤污染对策法》、 《土壤污染对策法施行规则》。
日本多次修订 《农地土壤污染防治法》 并根据该法对农田土壤中镉、铜、砷等含量进行监测，并对超标土壤予以修复。日本2002 年颁布的 《土壤污染对策法》 以市区的土壤污染为防治对象，对调查的地域范围、超标地域的确定，以及治理措施、调查机构、支援体系、报告及监测制度等进行了详细系统的规定。另外，日本在 《水质污浊防止法》、 《Dioxine 类物质对策特别措施法》 中也有涉及防治土壤污染的规定。
我国台湾地区针对土壤污染制定了专门的 《土壤及地下水污染整治法》，并制定了详尽的配套法律规范 《土壤及地下水污染整治法实施细则》、 《污染整治费收费办法》、 《土壤及地下水污染的监测基准与管制标准》、 《征收种类与费率》 等共18 项法案，这些法案与 《土壤及地下水污染整治法》 相结合形成了台湾地区比较完备的土壤污染防治立法体系。
四、系统完善我国土壤污染防治立法。
1.系统化完善我国土壤污染防治立法必要性。
系统化之所以成为我国完善土壤污染防治立法的目标，除源于我国防治土壤污染的迫切需要与对土壤生态环境的系统性认识加深，还源于人类环境保护理念的生态中心主义嬗变与系统论理论的发展。
首先，人类环境保护理念的生态中心主义嬗变要求立法实现对土壤污染的整体性防治。随着人类对生态环境特性的认识加深，在深刻反思人类中心主义缺陷的同时，逐步确立起整体环境观，并逐步形成一种全新的理念———生态中心主义来处理人类与自然的关系。生态中心主义要求生态系统中所有构成要素必须维护生态系统本身的相对稳定，坚持整体主义思想，实现生态系统本身的可持续发展[5]。生态中心主义强调整体性、内在联系性，主张人与自然的统一，将生态系统的整体利益视为最高价值。环境法中的生态中心主义是指将人类和自然作为一个生态整体，从宏观上指导环境立法、运行，规范人类行为的一种理念。土壤生态环境系统的整体性特点及土壤污染源的多样化需要人类在土壤污染防治立法中树立整体环境观念，通过对土壤污染的多源整体性控制，实现土壤生态环境系统的可持续发展。
其次，系统论为系统化完善立法提供了理论基础和具体方法。系统论是对系统科学的哲学抽象，强调整体性。所谓系统，是“由相互制约的各部分组成的具有一定功能的整体”[6]。系统论认为现实世界的任何事物都是以系统方式存在和运行的，系统具有多元性、层次性、相关性、整体性等特征，其总是动态运行并保持相对稳定。系统论在土壤生态环境保护中的具体运用是综合生态系统管理，综合生态系统管理在土壤污染防治立法中的具体运用是土壤污染系统控制，即对土壤污染进行“整体的、系统的、全过程的、多种环境介质的控制”[7]。一方面，土壤与水、大气等环境要素共同组成完整的生态循环系统，因而，我国进行土壤污染防治还需加强对水、大气等多环境介质的污染控制。另一方面，土壤生态环境系统在结构和功能上具有整体性，其各组成要素相互作用、普遍联系而成为一个和谐的有机整体。土壤生态环境系统各组成要素在结构上具有层次性、组织性和有序性，在功能上相对独立又密切联系，共同维护土壤生态系统相对稳定的可持续发展。因此，完善的土壤污染防治立法必须遵从土壤生态环境的系统性规律，对土壤污染进行整体、全过程、多种环境介质的系统控制。
因此，我国土壤污染防治立法的系统化完善需要以生态中心主义理念为指导，强调土壤生态环境系统结构与功能的完整性，运用系统科学中系统论的方法，来实现对土壤污染的系统化防治。
2.系统化完善我国土壤污染防治立法的实现路径。
土壤污染防治立法是一项复杂的系统工程，需要对土壤生态环境系统进行系统化立法。系统化立法可以实现防治土壤污染、保护人体健康的目的，并最终实现土壤的可持续利用、经济社会的可持续发展及保障土壤生态环境系统安全的目标。
（1） 修订 《环境保护法》，实现对各环境介质的系统污染控制。随着我国可持续发展战略的实施、社会主义市场经济体制的逐步建立与完善、政府职能的转变、科学发展观和社会主义生态文明建设理念的提出， 《环境保护法》 已严重不适应时代环境保护需求，亟需进行系统性修订。“《环境保护法》 修改的最终目标乃是基本法和法典化。”[8]但我国现在还很难实现 《环境保护法》 法典化的目标，目前比较可行的途径是先实现该法的基本法化。基本法化意味着 《环境保护法》 可以实现对环境的整体保护、对多污染源的系统控制。修订后的 《环境保护法》
应明确以独立章节规定保护土壤生态环境、防治土壤污染，引入综合生态系统管理原则，建立适用于所有环境要素的保护与污染防治的法律制度，创立有效的对各环境要素的开发、保护与污染防治立法的协调机制。
（2） 制定专门的 《土壤污染防治法》 及配套法规、规章。
修订后的 《环境保护法》 虽是环境保护、污染防治领域的基本法，但限于基本法性质制约，该法不可能对土壤污染防治做出详细、具体的规定。针对土壤污染防治，我国还需制定专门的《土壤污染防治法》，实现对土壤污染的系统控制。
第一， 《土壤污染防治法》 在规定预防土壤污染的同时，偏重土壤污染治理与修复。土壤污染处于生态污染链的末端，目前已有大量立法对其他环境要素的污染防治进行了详细规定， 《土壤污染防治法》 无需再将预防类单行法的污染防治内容分解纳入。否则，不仅会造成立法资源的浪费，还会造成土壤污染防治立法与其他污染防治立法的重复。
第二， 《土壤污染防治法》 应坚持生态中心主义理念，树立整体环境观念，引入综合生态系统管理原则。生态中心主义理念可以加深人类对土壤生态环境系统的认识，促进人类对土壤污染实现系统的污染控制。综合生态系统管理原则是指在土壤污染防治中，从整个生态系统的角度综合进行土壤污染控制，综合考虑政治、经济、社会、文化和生态等各种因素，综合采用多学科的知识和方法，综合运用行政、市场和社会的调整机制，实现经济、社会与土壤生态环境的可持续发展[7]。11~12 综合生态系统管理原则是生态中心主义理念的法律化实现路径，其直接催生土壤污染系统防治的具体法律制度。
第三， 《土壤污染防治法》 应系统规定土壤污染防治的各项制度。 《土壤污染防治法》 尤其要明确规定土壤保护规划制度、土壤环境质量标准制度、土壤环境影响评价制度、土壤污染监测与鉴定制度、土壤污染法律责任制度、土壤污染修复制度、土壤污染防治基金和保险制度，实现对土壤污染的监测预防、使用管理、污染修复和损害赔偿的全过程管理。另外，《土壤污染防治法》 可与在水、大气等污染防治法中规定的排污许可制度建立链接，实行排污许可证的备案制度。
第四， 《土壤污染防治法》 建立统一的土壤污染监管体制。土壤污染监管体制是 《土壤污染防治法》 得到有效贯彻实施的支撑和中枢，是国家土壤污染防治战略方针、政策、法律制度得以贯彻执行的保障。 《土壤污染防治法》 应明确中央土壤污染防治的主管部门，合理划分土壤污染防治中央主管部门、地方分级管理部门和相关管理部门的职权，建立有效的各管理部门之间的沟通协调机制和严格的土壤污染防治问责机制。
第五， 《土壤污染防治法》 保障公众参与土壤污染防治的权利。土壤污染信息公开是我国土壤法治的必然要求， 《土壤污染防治法》 应明确规定政府有责任主动及时公开土壤污染信息，保障公众的知情权。 《土壤污染防治法》 应注意发挥社区和村委会在土壤污染防治中的作用，委托社区和村委会成员作为兼职监管员，以便及时掌握土壤污染信息。同时， 《土壤污染防治法》 应建立群众监督、举报土壤污染程序化回馈机制，保障公众土壤污染参与权和监督权实现，给予百姓参与土壤污染防治门径。
（3） 完善土壤环境质量标准体系，提高土壤环境质量标准。土壤环境质量标准是土壤环境法治建设的基础，是土壤污染防治立法、执法、司法的依据。我国应“构建一个以 《土壤环境质量标准》 为基础的，包含农用地土壤环保标准、场地土壤环保标准、土壤环境分析方法标准、土壤环境标准样品和土壤环境基础标准在内的较为完善的土壤环境标准体系。”同时，我国应不断提高土壤环境质量标准，鼓励地方政府制定严于《土壤环境质量标准》 的标准，以满足各地不同的土壤保护需要。 《土壤环境质量标准》 应能对包括农村土壤和城市土壤的各类土壤规定严格的质量标准，应能全面综合管理进入土壤的物质及物质留存土壤期间的状况和离开土壤的状况。
五、结论。
系统化的土壤污染防治立法是防治土壤污染的保障，可有效解决土壤污染防治原有立法的结构与功能缺陷。系统化之所以会成为我国完善土壤污染防治立法的目标，除源于我国防治土壤污染的迫切需要及对土壤生态环境的系统性认识的加深，还源于人类环境保护理念的生态中心主义嬗变与系统论理论的发展。人类秉持整体环境观，使用综合生态系统管理方法解决土壤污染问题，首先，应修订 《环境保护法》，以独立章节规定保护土壤生态环境、防治土壤污染，实现对各环境介质的系统污染控制。其次，应学习域外国家和地区的先进立法经验，制定专门的 《土壤污染防治法》 及配套法规、规章。同时，我国在系统化土壤污染防治立法的同时，还要注意土壤污染防治立法系统的综合协调，避免立法重叠， 《土壤污染防治法》 在规定预防土壤污染的同时，偏重土壤污染治理与修复。土壤污染防治法》 应系统规定土壤污染防治的各项制度，建立统一的土壤污染监管体制，保障公众参与土壤污染防治的权利。第三，我国应完善土壤环境质量标准体系，提高土壤环境质量标准，尤其是鼓励地方政府制定严于 《土壤环境质量标准》 的标准，以满足各地不同的土壤保护需要。另外，水、大气与固体废物等环境要素的污染防治情况会严重影响土壤污染防治的效果，我国还要完善土壤污染防治相关立法，加强对其他环境要素的保护，完善水、大气与固体废物等污染防治立法，通过加强立法、严格执法、公平司法、引导守法，真正实现土壤污染的系统化防治。
【参考文献】
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土壤的功能范文第5篇
关键词生态系统生产总值；生态系统服务；阿尔山市
中图分类号X24文献标识码A文章编号1002-2104（2017）03-0146-09doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2017.03.018
国家重点生态功能区是指承担水源涵养、水土保持、防风固沙和生物多样性维护等重要生态功能，关系全国或较大范围区域的生态安全，需要在国土空间开发中限制进行大规模、高强度的工业化和城镇化开发，以保持并提高生态产品供给能力的区域[1]，重点生态功能区生态系统提供的产品和服务对当地及周边地区人类福祉产生深远的影响。然而，作为国家重点生态功能区县，保护生态环境，势必在经济效益上“吃亏”，经济发展水平相对落后。十报告 “十四、加快生态文明制度建设”一节中，提出“对限制开发区域和生态脆弱的国家扶贫开发工作重点县取消地区生产总值考核”[2]。对这些地区而言，不再简单以GDP论英雄，应该由以GDP优先的绩效考核方式转变为以生态保护优先的绩效考评方式。目前，由于缺乏评估生态系统为人类提供福祉的指标，也缺乏与国民经济统计相匹配的生态系统核算制度，如何开展以生态效益为基础的绩效考核，如何建立一套更为科学和可持续的政绩考核体系是生态学家和生态经济学家关注的热点问题。针对以上问题，我国学者欧阳志云[3]提出“生态系统生产总值”概念，即生态系统为人类提供的产品与最终服务价值的总和，包括产品提供价值，调节服务价值，文化服务价值三类。生态系统生产总值（GEP）是强制性的衡量生态盈亏的指标，可量化生态系统服务供给能力。开展以生态效益为基础的生态系统生产总值核算，可以考核政府在生态保护、恢复和管理所取得的成效，明确生态环境效益关键区域，是完善限制开发区市县考核机制和离任审计的重要科学需求，为揭示区域生态系统为人类福祉和经济社会发展贡献提供了新的手段，为将生态效益纳入经济社会发展评估体系、完善限制开发区市县考核机制和离任审计提供了科学方法。阿尔山市坐落于大兴安岭山地针叶林区西南部，是我国第一批国家重点生态功能区县，位于大小兴安岭森林生态功能区，是典型的水源涵养型地区。阿尔山市生态区位至关重要，不仅是人与自然和谐相处的示范区，提供生态产品的重要区域，更是大兴安岭诸多河流的发源地、我国北方生态屏障的重要组成部分，对阻挡蒙古高原东下的沙尘、寒潮发挥着重要的作用。因此，本文选择阿尔山市作为研究对象，核算阿尔山市2014年生态系统生产总值，将其作为资源消耗、环境损害、生态效益考核体系的支撑指标，使其成为考核国家重点生态功能区县-阿尔山市政府生态文明建设绩效的生态指挥棒，促进其生态文明建设提供一定的理论依据。
1研究区域
王莉雁等：国家级重点生态功能区县生态系统生产总值核算研究中国人口・资源与环境2017年第3期 阿尔山市位于兴安盟西北部，地处大兴安岭岭脊中段，是大兴安岭山脉与蒙古高原的过渡地带，地貌由北向南，呈中山-低山-丘陵过渡特征，地势东北高西南低，属于我国大小兴安岭森林重点生态功能区，生态区位十分重要。地理坐标为119°28′―121°23′E、46°39′―47°39′N，全市国土总面积为7 396.33 km2，总人口4.8万人，是全国人口最少的城市。阿尔山市属寒温带大陆性季风气候，全年气温较低，寒暑剧变，多年平均气温-2.3℃，多年平均降水量441.3 mm，无霜期短，为90天左右。植被覆盖率为81.20%，森林、湿地和草地是阿尔山市三个主要的生态系统类型（图1，表1）。
2数据来源与研究方法
2.1数据资料来源
生态系统类型数据采用遥感解译的2014年TM数据，图像空间分辨率为30 m×30 m，来源于中科院遥感所；产品统计资料和旅游收入数据主要来源于阿尔山市统计局、农牧业局、林业局、水务局、旅游局等部门；气象监测数据和污染物监测数据由阿尔山市气象局和环保局提供。
2.2研究方法
针对阿尔山市生态系统服务功能特征以及生态系统生产总值内涵，本研究采用了不同评价方法核算阿尔山市生态系统生产总值（表2）。
3阿尔山市生态系统生产总值评估
3.1产品提供价值
阿尔山市生态系统为人类提供农产品、林产品、畜牧业产品、水产品、水资源、生态能源等，这些产品是人类文明向前发展的基础。产品提供价值采用市场价值法进行评价。
式中，Vp为产品提供功能价值（元），Ei为第i种产品的产量（kg），Pi为第i种产品的单价（元/kg）。
2014年，阿尔山市生态系统产品提供价值为15.29亿元（表3），其中农业产品价值为1.59亿元，林业产品价值为0.11亿元，畜牧业产品价值为1.14亿元，渔业产品价值较少，农林牧渔总价值为2.84亿元。水资源总量为1 333.74万t，其中阿尔山矿泉为3.74万t，水资源总价值为2.15亿元。生物质燃料为10万t，价值为0.30亿元，其他（花卉苗木）产值为10亿元（表3）。
3.2土壤保持功能价值
生态系统土壤保持量采用潜在土壤侵蚀量与现实土壤侵蚀量之差评价[4]，土壤保持价值采用替代成本法，从减少泥沙淤积和减少面源污染两个方面进行评估。全国
土壤侵蚀导致大量的营养物质（主要是N、P、K）流失，造成大面积的面源污染，因生态系统土壤保持功能减少面源污染价值为：
式中，Vb为减少面源污染价值（元/a）；Ac为土壤保持量（t/a）；ci为土壤中N、P的纯含量（%）；Pi为环境工程降解成本（元/t）。
据测定，全国范围内土壤中N含量为0.37%，P含量为0.108%[7]，N、P环境降解成本分别为875元/t、2 800元/t[8]，C合利用上述参数，得出阿尔山市生态系统土壤保持功能减少面源污染价值为6.37亿元。阿尔山市生态系统土壤保持价值为10.02亿元（表4）。
3.3水源涵养功能价值
生态系统通过林冠层、枯落物层和土壤层拦截滞蓄降水，从而有效涵蓄土壤水分和补充地下水，水源涵养功能量采用水量平衡法[9]计算，水源涵养价值是指生态系统截留降水，涵养贮蓄径流后，提供的水资源的经济价值[10]，采用影子工程法，以水库单位库容工程造价确定价格，计算公式如（4）所示：
式中：Vw为蓄水保水价值（元/a）；Qw为区域内总的水源涵养量（m3/a）；c为水库单位库容的工程造价（元/m3）。
据测算，2014年阿尔山市生态系统水源涵养量为8.34亿m3，水库单位库容造价为7.99元/m3[11]，则水源涵养价值为66.66亿元。
3.4防风固沙功能价值
生态系统通过树干、枝叶削弱风力，降低风速，此外，还通过植被根系固沙紧土，大大削弱风的携沙能力，有效阻止土地沙化。生态系统防风固沙功能价值主要体现在减少土地沙化价值，其功能量采用潜在土壤风蚀量与现实土壤风蚀量之差值来评价[12]，价值量采用恢复成本法，计算公式如（5）所示：
式中，Vs为减少土地沙化价值（元/a）；Qs为固沙量（t/a）；ρ为土壤容重（t/m3）；h为土壤沙化标准覆沙厚度（m），取0.1 m；c为治沙工程的平均成本（元/m2）。
据测算，2014年阿尔山市防风固沙量为0.09亿t，治沙工程的平均成本为37 500元/hm2[13]，则减少土地沙化价值为3.11亿元。
3.5洪水调蓄功能价值
湖泊、沼泽具有调蓄洪水、减轻洪水威胁的功能，对减轻和预防洪水发挥着重要作用。本研究基于可调蓄水量与湖泊面积之间的数量关系[14]，构建湖泊洪水调蓄功能评价模式。
式中：Cl为湖泊可调蓄水量（亿m3）；A为湖泊面积（km2）。
沼泽的洪水调蓄量可通过沼泽土壤蓄水和地表蓄水两个方面计算：
式中：Cs为沼泽可调蓄水量（亿m3）；h1为沼泽湿地土壤蓄水深度（m），取0.4 m；F为沼泽湿地土壤饱和含水率；E为湿地洪水淹没前的自然含水率；ρ为沼泽湿地土壤容重（g/cm3）；h2为沼泽湿地地表滞水高度（m），取0.3 m；S为沼泽湿地总面积（km2）。
阿尔山市生态系统洪水调蓄价值采用替代成本法：
式中：Vf为减轻洪水威胁价值（亿元/a）；c为水库单位库容的工程造价（元/m3）。
2014年，阿尔山市湖泊面积为8.81 km2，则湖泊可调蓄水量为0.26亿m3。沼泽面积为802.21 km2，综合利用以上参数，得到阿尔山市沼泽可调蓄水量为3.30亿m3，总洪水调蓄量为3.56亿m3，运用影子工程法，水库单位库容造价为7.99元/m3[11]，计算出洪水调蓄价值为28.45亿元。
3.6固碳释氧功能价值
生态系统CO2固定和O2释放以净第一性生产力和土壤呼吸损失的碳量为基础，通过质量平衡方程和光合作用公式，估算生态系统的固碳释氧量。
式中，NEP为生态系统固碳总量（t），NPP为生态系统净初级生产力（t），RS为土壤呼吸损失碳量（t）。
每生产1 kg干物质能释放1.19 kg O2，生态系统固定CO2成本为380元/t[15-21]，释放O2成本为727元/t[17，22-24]，则生态系统固碳释氧价值为（表5）。
式中，VC为固碳释氧价值（元），Pc为CO2固定成本（元/t）；Po为O2成本（元/t）。
3.7大气净化功能价值
