中國不同生態(tài)系統(tǒng)土壤硅的研究進(jìn)展*

劉麗君，黃張婷，孟賜福，姜培坤?

（1. 浙江農(nóng)林大學(xué)亞熱帶森林培育國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江臨安 311300；2. 浙江省竹資源與高效利用協(xié)同創(chuàng)新中心，浙江臨安 311300；3. 浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，浙江臨安 311300）

硅（Si）是土壤的基本成分，也是土壤中最豐富的元素之一，其豐度約為29.5%，廣泛存在于370多個成巖礦物及植物體中[1-2]。硅雖不是必需元素，但其在植物生長發(fā)育過程中的作用是多方面的，主要表現(xiàn)在增加作物產(chǎn)量和提高產(chǎn)品品質(zhì)及增強(qiáng)作物抗逆性等[3-4]。增強(qiáng)作物抗逆性主要包括抗貧瘠脅迫、鹽分脅迫、干旱脅迫、重金屬脅迫及機(jī)械脅迫等[5]。硅在陸地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)化是維持地球化學(xué)循環(huán)的重要過程，因而具有重要的生態(tài)和環(huán)境意義。硅通過CO2從大氣圈到巖石圈轉(zhuǎn)移來調(diào)節(jié)大氣中CO2的濃度，從而來減緩大氣中CO2的濃度[6-9]。土壤Si 庫中的黏土礦物硅、溶解態(tài)硅（Dissolved silicon，DSi）和淀積在其他礦物表面的無定形硅均源自硅酸鹽礦物的化學(xué)風(fēng)化過程[10]。陸地植被每年固定硅的量（60～180 Tmol）[11]。植物在陸地生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)硅的循環(huán)中均起著非常重要的作用[12]。陸地植物從土壤生物硅（Biogenic silicon，BSi）庫吸收的硅量遠(yuǎn)超過從巖石風(fēng)化釋放吸收的硅量。

鑒于不同生態(tài)系統(tǒng)的土壤全硅和有效硅含量因成土母質(zhì)氣候、植物、施肥等因素而造成巨大的差異，而不同植物對硅的需求也各不相同，本文綜述了不同生態(tài)系統(tǒng)土壤有效硅和植硅體含量的差異及影響因素，重點(diǎn)闡述了最近幾年來有關(guān)稻田土壤有效硅與水稻生長及森林土壤有效硅與林分植硅體形成關(guān)系的研究進(jìn)展，并提出了需要進(jìn)一步研究的問題。

1 土壤中的硅

1.1 土壤中的硅庫

硅在植物生態(tài)系統(tǒng)中主要分布在植被、土壤有機(jī)質(zhì)、土壤礦物質(zhì)和土壤溶液中。生態(tài)系統(tǒng)中的硅，均來源于礦物風(fēng)化及火山熱液排放。全球硅可以分成原生硅庫和次生硅庫。前者是指大陸和海洋地殼巖石中的含硅礦物，后者是指巖石經(jīng)風(fēng)化過程產(chǎn)生的含硅組分，主要包括溶解態(tài)硅以及大陸和海洋中進(jìn)一步通過地質(zhì)、生物、化學(xué)等過程新形成的各種含硅物質(zhì)。

1.2 土壤中硅存在的形態(tài)

土壤中的硅形態(tài)是以有機(jī)態(tài)和無機(jī)態(tài)存在的，以無機(jī)態(tài)硅為主。土體中硅主要包括礦物儲庫和生物儲庫。生物硅庫是從陸地生態(tài)系統(tǒng)到水生生態(tài)系統(tǒng)Si 通量的關(guān)鍵因素，而且是水溶性Si 短期變化的主要驅(qū)動因素[13]。交換態(tài)硅與水溶態(tài)硅保持著動態(tài)平衡。水溶態(tài)硅是指溶于土壤溶液的硅，通常以單硅酸（H4SiO4）形式存在，是土壤溶液的主要成分。地球表面硅酸鹽礦物質(zhì)的風(fēng)化為土壤中硅的主要來源?？商崛B(tài)硅包括水溶態(tài)硅、交換態(tài)硅、膠體態(tài)硅和無定形硅。分步提取土壤中的4 種形態(tài)硅（AcidNaAc-Si、H2O2-Si、NH2OH·HCI-Si 和NaOHSi）分別代表有效硅、有機(jī)結(jié)合態(tài)硅、鐵錳（氫）氧化物結(jié)合態(tài)硅和無定形硅[14]。蔡彥彬[15]的研究顯示，5 種不同巖性類型土壤中主要可提取態(tài)的硅形態(tài)以無定形硅（77.31%～94.16%）為主。

1.3 土壤有效硅

土壤中硅的存在形態(tài)對土壤中硅的植物有效性以及淋溶流失行為有重要控制作用。土壤中的有效硅包括水溶態(tài)、吸附態(tài)和部分礦物態(tài)硅等[9]。土壤有效硅含量是衡量土壤供硅能力的重要指標(biāo)[16]?？杀恢参镏苯永玫挠行Ч鑳H占全硅的0.02%～0.04%。土壤中有效硅的含量一般僅為50～250 mg·kg-1。全球每年有210～240 億t 的硅被植物從土壤中吸收[17]。影響土壤中有效硅的含量的因素有：

1）成土母質(zhì)及過程：土壤中有效硅的含量主要由成土母質(zhì)的種類及成土過程決定[18]。 山東省不同土類有效硅含量土壤有效硅含量從高到低依次為：褐土（319.2 mg·kg-1）、 砂姜黑土（297.5 mg·kg-1）、鹽土（242.8 mg·kg-1）、潮土（227.8 mg·kg-1）、 棕壤（150.6 mg·kg-1）、 粗骨土（113.3 mg·kg-1）；

2）pH 及氧化鐵鋁：土壤中的硅酸鹽、石英等固態(tài)硅在強(qiáng)酸性（pH <2）或堿性（pH >8.5）時(shí)溶解度相對較大；

3）土壤Eh：在低Eh 的土壤溶液中，與鐵結(jié)合的硅被還原成溶解態(tài)硅；

4）微生物：微生物能夠通過分解植物凋落物使其中的硅返還到土壤中；

5）溫度：土壤溶液中有效硅含量與土壤溫度呈正相關(guān)關(guān)系。

1.4 植物-土壤硅循環(huán)

在硅的生物循環(huán)中，儲存在地殼中硅可通過風(fēng)化釋放出來，最后經(jīng)微生物的分解作用由動植物殘?bào)w或排泄物返回環(huán)境。硅酸鹽礦物的化學(xué)風(fēng)化是地球表層所有次生Si 的來源。植物生長過程中吸收土壤中的DSi 形成生物Si，然后經(jīng)微生物分解過程返還給土壤；地表徑流將流域陸源Si 以懸移質(zhì)Si 和DSi 的形式輸入河流、海洋。

在各種物理、化學(xué)和生物過程的作用下，硅會在土壤、植物系統(tǒng)中發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，并以各種形式的含硅礦物組分或形態(tài)保存下來。植物以溶解態(tài)單硅酸（Si（OH）4）的形式從土壤溶液中吸收溶解態(tài)硅，并通過木質(zhì)部導(dǎo)管隨著蒸騰流輸送到植物各器官形成生物硅，植物體死亡后，隨著凋落物的分解而進(jìn)入土壤中。

2 我國不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤硅

我國幅員遼闊，植物生態(tài)和土壤類型眾多，由北到南橫跨寒帶、溫帶、亞熱帶和熱帶，因此土壤全硅和有效硅的含量變幅極大。不同生態(tài)類型的土壤全硅含量變動于244.5～757.5 g·kg-1，而土壤有效硅含量變動于2.1～681.4 mg·kg-1（表1）。隨著土壤酸化和作物收獲以及森林采伐的不斷加強(qiáng)，土壤中可提取態(tài)硅因植被吸收和淋溶作用而呈虧損趨勢。我國土壤有效硅含量變化范圍為15.7～725.5 mg·kg-1，缺硅土壤（土壤有效硅含量低于100 mg·kg-1）占農(nóng)業(yè)土壤面積的40%以上[19]。

2.1 濕地與草地

濕地土壤也是重要的硅匯。硅在濕地生態(tài)系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化是一個反復(fù)的過程。濕地類型和所在地域不同，土壤全硅含量差異極大。我國白洋淀濕地土壤全硅含量變動于506～555 g·kg-1，平均含量為528 g·kg-1[21]，但西溪濕地土壤全硅平均含量僅113 g·kg-1[22]。然而，這兩個濕地土壤的有效硅的含量卻差異很?。ū?）。東北蘆葦濕地土壤pH 與有效硅為正相關(guān)[40]。

草地退化可以顯著影響全球草地Si 循環(huán)。施肥和避免過度放牧等可使土壤中非晶硅的含量和儲存增加一倍，從而提高土壤Si 的生物利用度17%[40]。

2.2 稻田

2.2.1 稻田土壤硅素狀況 中國水稻種植面積3 300 多萬hm2，占全國糧食作物播種面積的1/4，占全世界水稻面積的23%，其產(chǎn)量約占全國糧食總產(chǎn)量的1/2，占全世界水稻總產(chǎn)量的39%[43]。黃智剛和胡克林[37]的研究顯示，稻田土壤全硅含量為244～235 g·kg-1，平均為96 g·kg-1。據(jù)估算，高產(chǎn)水稻一個生長季可從土壤中吸收帶走硅（SiO2）75～130 kg ·hm-2[44]?？傮w而言，水稻土生態(tài)系統(tǒng)的輸出大于輸入。在表1 所列的幾個生態(tài)體系中，水稻土的有效硅含量較低，其范圍為2.7～150.2 mg·kg-1，9 個研究結(jié)果的平均為162.3 mg·kg-1（表1）。

我國存在大面積的缺硅水稻土，水稻土有效硅含量低于臨界指標(biāo)（100 mg·kg-1）的土壤占總面積的50%以上。湖北、湖南、安徽土壤中有效硅含量低于100 mg·kg-1的面積占40%左右[45-46]。據(jù)估算，我國長江以南的缺硅水稻土就有1.33×106hm2[47]。江西土壤有效硅含量低于100 mg·kg-1的面積占80%以上[48]，福建土壤有效硅含量多在100 mg·kg-1以下[49]。

2.2.2 影響水稻土壤有效硅含量的因素 影響因素主要有：

地帶性：我國水稻土有效硅含量總體呈由南向北增加的趨勢（表1）。

土壤類型：張翠珍等[27]對山東省水稻土的研究結(jié)果表明，濕潮土、砂姜黑土、鹽化潮土、棕壤的有效硅含量分別為328.2、306.5、170.4、110.9 mg·kg-1；寧波市耕地有效硅含量：濱海鹽土（133 mg·kg-1）高于潮土（110 mg·kg-1）和水稻土（6l mg·kg-1）[31]。

地貌類型：不同地貌的土壤有效硅含量有效硅含量次序遞減：濱海平原（109 mg·kg-1）、水網(wǎng)平原（67 mg·kg-1）、河谷平原（50 mg·kg-1）、丘陵山區(qū)（49 mg·kg-1）[31]。

環(huán)境溫度：溫度的升高有利于土壤可溶性硅的釋放。黑土型水稻土中，在5～40 ℃范圍內(nèi)，溫度每提高l ℃，可溶性硅的釋放量增加0.64 mg·kg-1。

成土母質(zhì)：安徽省發(fā)育于不同成土母質(zhì)的土壤按如下次序遞減：淮河沖積物（163 mg·kg-1）、花崗巖（101 mg·kg-1）、Q3黃土（98 mg·kg-1）、長江沖積物（41mg·kg-1）、山河沖積物（26 mg·kg-1）、湖積物（22 mg·kg-1）[50]。

土壤性質(zhì)：pH 越高，黏粒含量越多，土壤有效硅含量越高。土壤可溶性硅與土壤溶液pH 呈正相關(guān)[51]，許景鋼等[23]的研究結(jié)果則相反，當(dāng)pH 在4.5～9.0 范圍內(nèi)，黑土型水稻土中可溶性硅釋放隨pH 的升高呈下降趨勢。施用磷肥可增加土壤中水溶性硅和活性硅的含量，從而提高硅的有效性[24]。

水漿管理：許景鋼等[23]的研究顯示，水稻土中，有效硅含量以滲育水稻士最高（88 mg·kg-1），淹育水稻土最低（49 mg·kg-1）。

施肥：施硅鈣鉀鎂肥可使0～15 cm 和15～30 cm 土層土壤pH 分別提高了1.22～1.58 和0.35～0.64 個單位[52]。稻殼是最有效的土壤改良劑，因?yàn)樗鼈冡尫诺挠行Ч枇孔罡遊53]。

表1 中國不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤SiO2 和有效硅含量Table 1 The contents of SiO2 and available Si in the soils of different ecosystems in China

2.2.3 水稻土壤有效硅含量的測定方法及缺硅的臨界值 通常將有效硅作為衡量土壤供硅能力的指標(biāo)。測定土壤有效硅含量的方法很多，但其測量結(jié)果差異較大。土樣浸提劑及土壤的初始pH 不同，測得的土壤中有效硅含量差別可達(dá)10 倍以上[54]。目前有效硅測定方法有乙酸緩沖液浸提-硅鉬藍(lán)比色法；檸檬酸浸提-硅鉬藍(lán)比色法；稀硫酸浸提一硅鉬藍(lán)比色法，以乙酸緩沖液浸提法和檸檬酸浸提法應(yīng)用比較廣泛[55-56]。經(jīng)過相關(guān)性分析，在測量堿性土壤中有效硅含量時(shí)，0.01 mol·L-1硫酸法較其他方較好[57]。于淼[58]對遼寧地區(qū)水稻土有效硅6 種浸提劑的比較顯示，水浸法測得的土壤有效硅含量與水稻植相對產(chǎn)量相關(guān)性最好。安徽省水稻土有效硅測定以濃度1%檸檬酸法和pH 4.0 醋酸-醋酸鈉浸提劑最好[46]。

目前一般認(rèn)為，土壤有效硅含量小于50 mg·kg-1為嚴(yán)重缺硅土壤，50～100 mg·kg-1為缺硅土壤，大于100 mg·kg-1為不缺硅土壤[46]。我國大多將有效硅含量低于100 mg·kg-1作為臨界指標(biāo)[49，51，59-61]。然而，許多研究表明，有效硅含量高于100 mg·kg-1時(shí)，施用硅肥仍有增產(chǎn)效果，如商全玉等[62]在有效硅含量為119.5 mg·kg-1的稻田中施用硅肥可以使水稻產(chǎn)量提高，同時(shí)改善稻米品質(zhì)；吳英等[63]在黑龍江有效硅含量為200～300 mg·kg-1的水稻土施硅仍有增產(chǎn)效果；張翠珍等[27]對山東省水稻土研究結(jié)果表明，濕潮土、砂姜黑土、鹽化潮土、棕壤的有效硅含量分別為328.2、306.5、170.4、110.9 mg·kg-1時(shí)，施硅對水稻均有增產(chǎn)效果。

2.3 蔗區(qū)、煙區(qū)、設(shè)施蔬菜

甘蔗的吸硅量是其所有營養(yǎng)元素吸收量中最多的。每年能從土壤中帶走500～700 kg Si。廣西中部蔗區(qū)土壤有效硅平均含量117.7 mg·kg-1，接近土壤臨界值100 mg·kg-1。蔗區(qū)土壤有效硅含量變幅（10～375 mg·kg-1）較大；在175 個土樣中，低于臨界值的占52%[37]。

洛川縣永鄉(xiāng)鄉(xiāng)阿寺村5 年生蘋果園土壤的土壤有效硅含量66～77 mg·kg-1，平均67 mg·kg-1。5、20、60 年生蘋果園土壤的土壤有效硅含量沒有顯著性差異[35]。

貴州遵義縣和仁懷市87 份煙區(qū)耕層土樣的分析結(jié)果表明[36]，土壤有效硅含量為30～445 mg·kg-1，平均值為 170 mg·kg-1。土壤有效硅含量低于100 mg·kg-1的土壤樣品占21%。不同類型土壤有效硅含量平均值：黃壤最高（191 mg·kg-1），石灰土次之（168 mg·kg-1），水稻土最低（147 mg·kg-1）。不同母質(zhì)發(fā)育的土壤有效硅含量從高到低依次為：頁巖（230 mg·kg-1）、石灰?guī)r（182 mg·kg-1）、白云巖（168 mg·kg-1）、泥灰?guī)r（153 mg·kg-1）、白云質(zhì)灰?guī)r（148 mg·kg-1）、第四紀(jì)黏土（120 mg·kg-1）、黃色砂巖（30mg·kg-1）。在酸性至中性土壤中，有效硅含量與pH 存在極顯著的正相關(guān)。

設(shè)施蔬菜栽培具有采用人工控制、集約化程度和復(fù)種指數(shù)高、蔬菜種類單一等特點(diǎn)。設(shè)施蔬菜施肥量大、灌溉頻繁、土壤受外界氣候變化影響小。設(shè)施內(nèi)部形成了一個特殊的生態(tài)微環(huán)境導(dǎo)致了連作障礙的加劇和土壤環(huán)境的惡化。氮肥或生理酸性化肥施用過多致使土壤酸根離子積累過多，pH 明顯下降，造成土壤酸化[64]。趙庚星等[65]在山東青州市耕地不同利用方式的土壤有硅含量的比較發(fā)現(xiàn)，菜地的土壤硅含量（200 mg·kg-1）顯著低于糧田（>30 mg·kg-1）；菜地中，露天菜地土壤硅含量（198 mg·kg-1）高于設(shè)施菜地（188 mg·kg-1）。

王程秀等[38]的研究發(fā)現(xiàn)，溫室土壤水溶態(tài)硅、活性硅含量與有效硅含量之間分別呈極顯著的直線和對數(shù)正相關(guān)。0～20 cm 土層土壤有效硅含量與土壤pH 之間呈極顯著的冪函數(shù)正相關(guān)。

2.4 森林

不同的森林系統(tǒng)中，可溶性硅的分布和來源不同。我國森林生態(tài)系統(tǒng)土壤全硅含量為56～788 g·kg-1，平均含量464 g·kg-1，有效硅含量0.6～84.0 mg·kg-1，平均含量79.8 mg·kg-1（表1）。

在森林生態(tài)系統(tǒng)硅循環(huán)中，參與循環(huán)的硅多來自于硅酸體的釋放而非含硅巖石的風(fēng)化。研究表明，熱帶雨林生態(tài)系統(tǒng)中，來自于硅酸體所釋放的硅是巖石風(fēng)化所釋放的硅的2 倍多[12]。熱帶森林土壤中可溶性和無定形Si 濃度在局部和區(qū)域尺度上的變化與土壤風(fēng)化階段、土壤化學(xué)和降雨密切相關(guān)[66]。土壤全硅含量主要取決于土壤母質(zhì)。不同巖性條件下發(fā)育的各種土壤的總硅含量差異很大，最低玄武巖僅286 g·kg-1，而最高凝灰?guī)r卻高達(dá)879 g·kg-1，但有效硅含量卻是玄武巖的最高，凝灰?guī)r的最低[15]。劉俊霞[67]對浙江安吉雷竹林下發(fā)育不同母巖的研究也證明了這一點(diǎn)：土壤SiO2含量從高到低依次為：花崗巖（537 g·kg-1）、砂頁巖（522 g·kg-1）、凝灰?guī)r（424 g·kg-1）；浙江省臨安不同林分下土壤中的SiO2含量從高到低依次為：毛竹林（225 g·kg-1）、馬尾松林（219 g·kg-1）、杉木林（197 g·kg-1）、青岡林（193 g·kg-1）。

張金林[68]研究發(fā)現(xiàn)，麻竹林下0～100 cm 土體中的SiO2均隨土層深度的增加而降低。趙送來等[14]的研究顯示，雷竹林表層土壤無定形硅含量（2.6～5.2 g·kg-1）隨種植年限的增加呈上升趨勢，雷竹林土壤不同土層有效態(tài)硅的含量（84～318 mg·kg-1）隨種植年限和有機(jī)物覆蓋年限的增加呈先下降后上升趨勢。森林植被可提高土壤中含硅巖石的風(fēng)化率。Schaller 等[66]的研究表明，土壤礦物質(zhì)的風(fēng)化強(qiáng)度，落葉林生態(tài)系統(tǒng)至少是針葉林生態(tài)系統(tǒng)的5.3 倍，落葉林生態(tài)系統(tǒng)地上生物量中硅含量也是針葉林的2 倍多。

不同氣候帶和不同森林類型在土壤所累積的硅通量差異極大：熱帶和亞熱帶竹林土壤中硅的累積通量（Si 210～485 kg·hm-2·a-1）遠(yuǎn)高于赤道雨林土壤中硅（4～6 kg·hm-2·a-1），溫帶草原土壤中的累積通量（4～16 kg·hm-2·a-1）以及溫帶落葉闊葉林土壤的累積通量（0 kg·hm-2·a-1）和針葉林土壤的累積通量（1 kg·hm-2·a-1）。覆蓋有機(jī)物可同時(shí)促進(jìn)無定形硅向有效態(tài)硅、有機(jī)結(jié)合態(tài)硅、鐵錳（氫）氧化物結(jié)合態(tài)硅轉(zhuǎn)變。趙送來等[14]的研究發(fā)現(xiàn)，覆蓋有機(jī)物可提高雷竹林土壤硅的有效性。毛竹生長過程中易吸收土壤中的有效態(tài)硅而使其損耗，使得竹林土壤中有效硅的含量降低。同時(shí)毛竹根部分泌的有機(jī)酸會加速結(jié)晶態(tài)硅酸鹽的分解風(fēng)化又增加了無定形硅[69]。

3 我國不同生態(tài)系統(tǒng)土壤植硅體

3.1 植硅體的形成機(jī)制及其在全球土壤碳匯中的重要作用

植物從土壤中吸收的可溶性單硅酸（H4SiO4），通過蒸騰作用在植物體內(nèi)沉淀并硅化而成植硅體（phytolith）[70-71]。植物殘?bào)w腐爛分解后釋放到土壤表層成為土壤中的植硅體。土壤中植硅體量通常低于土壤質(zhì)量的3.0%[72]。研究表明，在熱帶雨林中由枯枝落葉等釋放到土壤中的植硅體有92.5%溶解后又被植物重新吸收，僅7.5%的植硅體保存在林地土壤中，成為穩(wěn)定硅庫的一部分[12，73]。

植物體內(nèi)的植硅體在其形成過程中包裹了部分有機(jī)碳（0.1%～6.0%）而成為植硅體閉蓄態(tài)碳（Phytolith-occluded organic carbon，Phyt OC），簡稱植硅體碳。植硅體碳在植硅體抗腐蝕、抗氧化的保護(hù)下，能長時(shí)間的保存在土壤中。土壤植硅體碳占土壤總碳的比例將隨著土壤年齡的增加而升高。全球平均土壤有機(jī)碳積累率達(dá)24 kg·hm-2·a-1，其中植硅體態(tài)碳的封存率占15%～37%[73]。雖然植硅體碳僅占SOC 的0.72%～9.26%[70]，但其周轉(zhuǎn)期要較其他SOC 長兩個數(shù)量級以上，因此植硅體碳穩(wěn)定性對全球陸地土壤碳庫貢獻(xiàn)比植硅體碳封存速率要大得多[71，74]。植硅體碳是陸地生態(tài)系統(tǒng)中千年甚至萬年尺度的固碳重要機(jī)制之一，在調(diào)節(jié)全球碳循環(huán)和緩解全球氣候變暖趨勢等方面具有重要作用[8，70]。

3.2 我國不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤植硅體含量

我國不同生態(tài)系統(tǒng)中的植硅體含量的變動范圍為1.5～68.3 g·kg-1，平均為23.6 mg·kg-1（表2）。土壤植硅體僅占土壤全硅含量的0.51%～4.80%[75]。對草原、稻田、濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤中植硅體分布的研究發(fā)現(xiàn)，隨著土壤深度的增加，植硅體占全硅的比例逐漸減少[74-77]。但楊杰等[77]的研究發(fā)現(xiàn)，苦竹林土壤中植硅體含量的變化范圍在6.7～32.1 g·kg-1之間。發(fā)育于供 Si 能力較強(qiáng)的流紋巖（SiO273.37%～77.08%）的土壤植硅體含量顯著高于發(fā)育于砂頁巖和凝灰?guī)r土壤植硅體含量[78]。

3.3 我國不同生態(tài)系統(tǒng)中植硅體的積累及其因素影響

許多研究發(fā)現(xiàn)，氣候、植物種類、土壤條件（例如pH，溶解態(tài)硅濃度）及植硅體本身化學(xué)組成成分通常會影響植硅體的生物地球化學(xué)穩(wěn)定性[12，66，81-84]。Alexandre 等[12]報(bào)道植物產(chǎn)生的大量植硅體中，大約8%具有較強(qiáng)的抗分解和抗氧化能力。

植硅體在土壤中的積累速率主要取決于植物殘?bào)w輸入和植硅體自身生物地球化學(xué)穩(wěn)定性之間的動態(tài)平衡[12，66，81]。不同生態(tài)系統(tǒng)中植硅體的積累速率差異很大，例如，在生物地球化學(xué)穩(wěn)定性相對較低的熱帶雨林土壤植硅體的積累通量為4～6 kg·hm-2·a-1[12]，而溫帶落葉闊葉和針葉森林土壤中的植硅體積累通量僅分別為0 和1 kg·hm-2·a-1[66]；草原生態(tài)系統(tǒng)中的植硅體積累通量為4～16 kg·hm-2·a-1[12]。相反，在一些亞熱帶和溫帶植物凋落量輸入相對較大的生態(tài)系統(tǒng)中，其植硅體積累速率相對較高。例如：在種植50年的稻田 0～10 cm 土壤中植硅體的積累通量為40.4 kg·hm-2·a-1[83]，而在土壤沉積年齡為100 a 的白洋淀蘆葦濕地生態(tài)系統(tǒng)中，0～15 cm 土壤植硅體積累通量高達(dá)337 kg·hm-2·a-1[21]。

3.4 土壤中硅含量與植物植硅體含量之間的相關(guān)性

植物體中的Si 約有90%都是以植硅體的形式存在，而植硅體中的含Si 量大于90%[83]。由于植物中植硅體含量與Si 含量之間存在的顯著正相關(guān)性[7，38，40，78-79]，因此，國內(nèi)外一些學(xué)者用植物中的Si 含量來估算植物中植硅體含量[7，84]。

由于植物中Si 來自土壤，因此植物植硅體含量與土壤中硅含量之間也存在著顯著的相關(guān)性。楊杰[77]等和尹帥[41]的研究發(fā)現(xiàn)，竹類植硅體的含量并非取決于土壤中總硅含量，而是取決于土壤中植物可利用硅。

表2 中國不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤的SiO2 和植硅體含量Table 2 The contents of SiO2 and phytoliths in the soils of different ecosystems in China

4 需要進(jìn)一步研究的問題

1）系統(tǒng)研究不同生態(tài)系統(tǒng)和不同類型土壤的硅素狀況，尤其是土壤有效硅含量和植硅體含量，以便根據(jù)土壤有效硅含量和植硅體含量之間的轉(zhuǎn)換系數(shù)更精準(zhǔn)地估算不同生態(tài)系統(tǒng)和不同類型土壤的硅儲量及土壤封存長期穩(wěn)定的植硅體碳的潛力；

2）利用不同時(shí)間序列的不同生態(tài)系統(tǒng)的土壤剖面，研究我國不同生態(tài)系統(tǒng)土壤硅的演變趨勢及硅在土壤剖面上的移動，以便為生態(tài)系統(tǒng)土壤硅施肥管理提供科學(xué)依據(jù)；

3）為了使植硅體碳匯在全球碳匯中發(fā)揮最大的潛力，應(yīng)開展不同生態(tài)系統(tǒng)，尤其是不同林分下土壤植硅體碳穩(wěn)定性的研究，以便更準(zhǔn)確估算和評價(jià)全球植物的植硅體碳（Phyt OC）的封存潛力；

4）鑒于設(shè)施蔬菜生態(tài)系統(tǒng)集約化程度和復(fù)種指數(shù)高及施肥量大、灌溉頻繁等特點(diǎn)，今后應(yīng)當(dāng)加強(qiáng)設(shè)施蔬菜生態(tài)系統(tǒng)土壤硅素狀況和不同蔬菜的土壤缺硅臨界值的研究；

5）植硅體作為陸地生態(tài)系統(tǒng)硅—碳耦合生物地球化學(xué)循環(huán)的重要參與者，應(yīng)當(dāng)重視森林生態(tài)系統(tǒng)和草地生態(tài)系統(tǒng)中植硅體碳封存潛力較高的植物的研究；

6）應(yīng)當(dāng)進(jìn)一步開展通過合理施用硅肥、覆蓋有機(jī)物等有效管理措施來提高植物植硅體碳封存潛力的研究。