最新土壤和植物中的铵Word格式.docx
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自然界中既然有这么多的氮素，为什么还会发生氮素缺乏、需要施用氮肥呢？
原因就在于作物需要的多，而生长作物的介质供应的少。
就作物的营养成分来看，氮并不是最多的。
需求最多的营养元素是碳、氢、氧。
碳、氧各约占植物干重的45%，氢占6%，这三种元素占植物总干重的96%以上。
氮的需求量位于这些元素之后，居第四，仅占1.5%[8]。
但是碳来自空气中的二氧化碳，空气中的二氧化碳浓度现已达到350μl/L，比起工业革命以前增加了100多μl/L。
二氧化碳是一个重要温室效应气体，它的浓度增加会引起增温效应，导致全球气候变暖。
人们担心的不是它的浓度不高，而是它的浓度太高会对环境引起了不良后果[9]。
氧和氢来自水，对它们的改善主要不是投入肥料，而是靠降水或灌水。
这样一来，氮就成了作物需求最多、需要供应的主要营养元素。
也正因为这样，氮在植物营养三要素中，位居首位。
氮虽然只占作物干重的1.5%，但这是一个平均值，不同作物含量不一。
栽培作物对氮的需求量一般都高于这一数值。
每生产1t籽棉约需5Okg氮素[10]，1t水稻需要22.2kg氮素[11]，1t小麦约需30kg氮素，而油菜约需35.4kg氮素[12]。
作物吸收的氮素主要来自它们生存的介质--土壤之中。
地圈中的氮素总量虽多，但很难风化；
地圈中的岩石也不是植物生长的主要基地，农作物无法由其中获取这一元素。
大气圈中的氮素只能被少数植物通过微生物固定而利用，绝大多数植物没有这一本领。
水圈中的氮素对满足水生植物生长的需要有着重要意义，但对陆生植物无能为力，而栽培的作物主要是陆生植物。
生物圈中的氮素含量较少，又广泛地分布于海洋、陆地，甚至大气之中。
由于这些原因，土壤本身存在的氮素并不多。
特别重要的是，土壤中的氮素并不能被作物全部利用，作物能利用的仅是其中一小部分，这就是土壤中存在的铵、硝态氮。
虽然现代研究已经肯定，一些有机氮素，如简单的氨基酸、酰胺等也能被作物利用，但其数量很少，又会被微生物转化成其他形态，难以在土壤长期存留；
作物对其吸收也远不如无机氮容易。
迄今的研究证明，这些有机氮只能使作物存活，而不能使其丰产。
由于这些原因，氮素的缺乏就成了一个普遍问题。
土壤的氮素来源虽多（包括生物固定、大气的干湿沉降[13]和土壤有机物质的分解），但主要是存在于土壤有机质中的氮素。
按美国人的粗略估计，土壤每年供应的能被作物利用的氮素大致相当2%的有机物质中矿化出自来的氮素。
依此估计，土壤缺氮就非常严重了。
以我国为例，我国土壤中有机质含量不高，除东北黑土外，其他土壤的有机质含量只有1%左右[14，15]。
如有机质含量按1%计算，年矿化量按2%计算，有机质中的氮素（有机质中的含氮量）按10%计算，那么667m2耕层土壤中（20cm厚的土层）就只有3kg氮素了；
如果被作物全部吸收利用，也只能生产100kg左右的粮食。
这种估计虽然粗略，但大致符合实际情况。
在不施肥旱地上进行的试验表明，不施氮肥的田块的粮食每667m2产量往往100kg左右。
因此，从土壤供应情况来看，氮素又是供求之间存在着尖锐矛盾的元素。
其他营养元素的亏缺有地域性，有些地方亏缺，有些地方不亏缺；
氮素的亏缺却有普遍性，世界上各个地区都或多；
或少地存在着这一问题。
二、土壤中的铵态氮
土壤中能被植物直接利用的氮素主要是铵态氮和硝态氮。
这两种形态氮素在土壤中存在的数量都不多。
（表：
表11m深度的土壤中的陆地生态系统氮库）
氮库
数量（N,gm2）
说明
N2
115（230~27500）
最小值基于土壤中0.25m3充满空气,最大值包括土壤空气加上地上部30m的空气柱（大林高度）
有机氮
725（100~3000）
据Post等人[16]报道的中值;
最大值土壤未包括在内
植物氮
25（1~240）
最小值基于荒漠区[17],最大值基于农、林体系[18,19]
NH4+-N
1（0.1~10）
土壤容重按1.25g/cm3计,NH4+按典型浸取值计
NO-3-N
5（0.1~30）
土壤容重按1.25g/cm3计,NO-3按典型浸取值计
注释：
资料来源Myrold[20]
土壤中的铵态氮部分来自大气。
存在于大气中的铵多来自人类活动，如煤燃烧过程中产生的氨，由土壤、水面和各处挥发逸出的氨。
这些存在于大气中的氨会以湿沉降和干沉降的方式进入土壤。
微生物或低等植物能固定大气中的氮，固定后多以铵的形式存在。
土壤有机质是含氮的宝库，也是土壤铵态氮的主要来源。
有机质中的有机氮会在土壤微生物作用下转变成铵态氮，后者再进一步转变为硝态氮。
有机氮转变为铵态氮的过程称为氨化（Ammonification），是一个由土壤微生物和土壤存在的小动物所分泌的酶驱动的过程。
在这个过程中，一方面微生物通过胞外酶分解（主要是水解）有机氮多聚合物（Organic-nitrogenpolymer）而产生单聚合物（Monomer）。
形成的单聚合物可进入微生物细胞内，在通过原生质膜代谢时，被胞内酶催化而释放氨；
另一方面，有机氮多聚合物逐渐降解而形成简单的含氮化合物，如氨基酸，也可能不通过微生物代谢而直接经胞外酶催化或经化学作用而脱氨。
后者进入土壤溶液中就生成铵。
因此，铵的生成可看作是催化反应的副产物（By-productofcatabolism）[1]。
土壤中还有一个硝态氮还原为铵态氮的异化过程，也能使铵态氮生成。
在厌氧条件下，许多土壤专性和兼性细菌可利用NO3-进行酵解，把NO3-经过一系列步骤异化还原成NH4+，主要产物为NH4+和NO2-[21]。
施用化学氮肥是土壤铵的一个重要来源。
含铵的化学氮肥施入土壤后，可直接增加土壤的铵态氮；
尿素进入土壤后，在土壤微生物分泌的脲酶作用下，水解成碳酸铵，碳酸铵再分解为氨（铵）。
这一过程在10℃时，7~10d就可完成，20℃时只要4~5d，而在30℃时，2~3d就能全部转化。
不管从哪种途径进入土壤的铵态氮，都是植物氮素营养的主要给源，也是氮素转化过程中的重要产物。
水田土壤中无机氮几乎全部以铵态氮存在，而硝态氮含量很少。
旱地土壤中硝化过程快，铵态氮会很快转化为硝态氮，数量较少且相对稳定。
土壤中铵态氮含量多少取决于土壤有机质含量、土壤水分和施肥等情况。
形成的铵态氮都以铵盐形式存在。
铵盐会很快溶解，进入土壤溶液后，除被作物吸收、微生物利用外，会参与土壤中的各种反应。
溶解在土壤中的铵态氮会解离成铵离子和酸根离子，增大土壤溶液中的铵浓度。
这些铵离子会与土壤胶体上吸附的其他阳离子进行交换，使其吸附在土壤胶体上，造成土壤体系中固相和液相界面上铵离子浓度高于整体溶液中该离子浓度。
这部分被土壤吸附的铵称为交换性铵，同样可以被其他阳离子所代换，也可为中性盐所浸取。
通常所说的土壤中的铵态氮实际上是固相上交换接和液相中铵离子的总和。
铵离子与土壤阳离子交换的情况取于土壤类型。
酸性土壤上，铵离子与土壤胶体上的氢离子交换，使潜在酸变为活性酸，增强土壤酸性；
中性、微碱性或石灰性土壤上，与盐基离子交换，生成不同盐类，如硫酸钙。
由于交换吸附，土壤溶液中的铵离子浓度不高，对防止铵的淋失和挥发都有重要作用。
交换吸附实际上是库伦静电引力吸附，等温吸附量与铵离子浓度之间的关系可用Langmuir方程[2]或Freudlich方程拟合[23，24]。
吸附量因土壤颗粒大小、矿物组分、有机质含量等诸多因子而变化很大，少者仅1mg/kg，高者可达到30mg/kg[25，26]。
土矿物晶层空间的NH4+会与氧离子层中邻近的氧形成。
O?
H-N-N?
0-键，对NH4+有较大选择性[27，28]。
因而这类黏土矿物多时，铵吸附的数量大。
吸附的牢固程度并不致，有松、紧之分[29]。
紧吸附态是典型交换吸附，具有稳定性较高、吸附规律服从阳离子交换反应、吸附量受体系pH、电解质浓度及液土比影响等特点，可能是永久负电荷表面静电吸引所致[25]。
松吸附态稳定性低，吸附量受体系pH、电解质浓度和液土比影响更大，在100℃下释放，释放速率服从单分子反应动力学方程[30]，很可能是氨的分子吸附。
通常情况下吸附态铵仅有量交换态（紧吸附态）存在，当土壤吸附量达到某一数量时才出现松吸附态。
土壤溶液中的铵离子也可以进入黏土矿物晶层中。
进入以后不能被KCl溶液交换出来，必须用HF将黏土矿物的晶层破坏，才能释放。
因此，这部分铵称为固定态铵或非交换性铵[31]。
固定铵的黏土矿物主要是一些2:
1型黏土矿物，其中蛙石和伊利石具有较强的固铵能力。
2:
1型黏土矿物系由二个硅氧四面体片中可间夹一个铝氢氧八面体片的晶层组成，层间由于同晶置换作用而产生负电荷，可吸引晶层外的阳离子如NH4+、K+等，以使电性中和。
被吸附的NH4+或K+容易脱去水化膜，进入黏土矿物层间表面由氧原子形成的六角形孔穴中。
这些孔穴的直径约为2.8nm，恰好与NH4+和K+离子直径相当。
当NH4+或K+离子进入层间的孔穴后，静电引力作用会使黏土矿物的晶层收缩，导致进入的离子难以自由出入[32]，因而发生固定。
土壤的固铵能力主要取决于黏粒含量、黏土矿物类型、土壤中的钾状态、溶液中铵度、水分和土壤pH，固定量一般每千克由几毫克至几百毫克。
近年来田间试验、盆栽试验中用同位素15N技术测定表明，加入的肥料氮固定后所形成的“新固定态铵”有效性较高，在作物生长期间能从黏土矿物品格中重新释放出来，为植物所吸收；
而土壤“原有的固定态铵”的有效性很低，释放出来的数量非常有限[33]。
木质素和土壤有机质也能与NH3起化学反应而使其固定起来，固定与氧化（吸收O2）有关，一般在碱性条件下进行。
土壤施用碱性肥料，例如液氨或氨水，能导致铵固定增加。
施入这些肥料的区域内，pH最高，NH3的浓度也最高，对有机质固定NH3十分有利。
含酚化合物固定NH3的机制是在聚合物中形成杂环氮。
最初是酚形成醌消耗O2，醌再继续与NH3反应形成复杂的聚合物。
NH3还可以与许多种化合物相结合，包括某些难分解的物质如木质素。
NH3亦可以参与小分子化合物的聚合或缩合反应，形成与天然腐殖物质性质相似的聚合物。
自然土壤条件下也可能出现有机质对NH3的直接固定。
草地土壤比森林土壤有较高的含N量和较低的C/N，土壤pH又较高，能促进这种固定。
被有机质固定的NH3有效性很低，很难被作物利用。
土壤中的铵、硝态氮都能为微生物所吸收，但微生物更偏爱铵态氮，会被其很快同化，转变为微生物体中的有机态氮。
15N标记法试验证明，施用有机肥或氮肥后，有相当数量的肥料氮立即为微生物所同化，成为有机氮化合物；
被微生物同化的氮，以后又会矿化释放出来，成为植物的有效氮源，供作物吸收利用。
土壤中以微生物体存在的生物氮一般只占土壤全氮量的百分之几，分解时只有一部分能释放出来，释放量仅为土壤氮素矿化潜力的10%~20%，对土壤有效氮的贡献较小。
铵和氨同源异态，不断地进行着相互转化。
铵是存在于溶液中或吸附在土壤胶体上的离子，而氨是铵离子脱质子后而形成的气体。
在液相中，NH4+与NH3处在动态平衡之中，平衡的趋向主要取决于土壤pH土壤中H+浓度高时，所有的NH3都被质子化；
H+浓度低时，一部分会以NH3形态存在，从而引起氨气由土面或水面向大气逸散，造成氮素的大量挥发损失。
pH7~9之间，每增加1个pH单位，NH3的挥发量约增加10倍。
正因为如此，石灰性比非石灰性土壤中氨的损失更严重。
除pH外，土壤质地、温度、风速、氮肥种类、施肥量、施入部位都有一定影响。
表施NH4+或尿素引起的氨挥发损失约占施入氮量的3%~50%。
（NH4）2S04施入后易与钙形成溶解度低的CaS04沉淀，比氯化铵或硝酸铵更易挥发损失氨。
尿素施入土壤后会经脲酶作用释放出氨（NH3），后者消耗质子而形成铵离子（NH4+），提高土壤pH。
表施尿素，肥料颗粒周围局部区域的高pH，会引起氨的大量挥发损失，甚至在pH低于7的土壤也有氨的挥发[36~37]。
三、土壤中的硝态氮
土壤的硝态氮除雷雨时的电光会把氮素氧化成硝酸，随水进入土壤外，主要的来源是铵态氮的硝化。
硝化是铵态氮通过生物氧化生成亚硝态氮及硝态氮的过程。
在通气良好的土壤中，只要有铵态氮存在，不论其来源如何，这一过程就能很快发生。
硝化作用由好气性的碳素自养型细菌分两步进行，第一步由亚硝化细菌（Nitrosomonas）把NH4+氧化为NO2-，这一过程中至少有2个中间产物，多数人认为是烃胺（NH2OH）和硝酸（NOH）。
反应过程释放出272kJ/mol的能量，供有机体生命活动利用。
第二步由硝化细菌（Nitrobacter）把生成的NO2-进一步氧化为N03-，这一过程无中间产物，包含2个电子变化（从+3到+5），释放75kJ/mol的能量。
由于亚硝酸盐转化为硝酸盐的速度，一般比铵态氮转化为亚硝酸盐的过程快，土壤中亚硝酸盐的含量通常较少。
除一般硝化作用外，土壤中还存在着异养硝化作用。
后者是指在土壤细菌、真菌及放线菌将土壤无机态（如铵）和有机态氮转化为硝态氮的过程中产生N2O现象。
异养硝化作时生在酸性土壤和高温条件下。
影响土壤硝化作用的主要因素是温度、水分、pH和介质中NH4+、O2及C02浓度。
最适温度是30~35℃，5℃以下硝化作用弱，形成的NO3-很少。
最适含水量为15%~20%，临界水分是田间持水量的60%左右；
水分增多，通气不良，影响硝化作用进行。
自养型硝化细菌适宜于pH6~8范围内生长，在中性或微碱性土壤中数量最多；
pH低于5的酸性土壤里，硝化细菌很少或没有，硝化作用极其微弱。
游离NH3的存在会使硝化作用受到抑制。
氨对硝化杆菌属有毒害，而对亚硝化毛杆菌属无显著影响。
因此，在pH高的土壤上，大量施用尿素或铵态氮肥都容易导致土壤中亚硝酸盐的形成和积累，对作物生长有不良影响。
在O2供应充足条件下，硝化作用进行旺盛。
和铵态氮一样，硝态氮同样是作物能够利用的、最重要的和最主要的氮素形态，而且还是更广泛存在于土壤中的形态。
不管在任何条件下（即使淹水条件下）都有或多或少的硝态氮存在；
旱地硝化作用的速率远大于矿化速率，释放的铵态氮或施入的铵态氮肥会很快氧化为硝态氮，故以硝态氮为主。
硝态氮含量一般在几个至几十个毫克/千克。
数量多少取决于土壤有机质的矿化、施用氮肥和有机肥料的数量、有无作物生长、降雨等情况。
施肥后上升，之后下降；
未种作物时数量较高，种植后逐渐下降；
夏季休闲田块，水热条件较好，有机氮矿化迅速，硝态氮明显增高[38]；
降雨之后，表层硝态氮下移，数量减少。
由于土壤并非匀质，铵、硝态氮在土壤的分布有巨大差异。
即使同一田块，变化也有数倍到几十倍之差[39，40]。
硝态氮一般以表层最高，下层土壤有机质含量少。
又难矿化，加以通气条件不佳，数量一般较少。
但施肥过多的半干旱或半湿润地区，容易受到淋溶，底层中往往会有较多的硝酸盐累积[41~44]，有些地方的井水中也存在着大量的硝酸盐[45]。
土壤胶体一般带负电荷，硝态氮又是阴离子，因而不存在专性吸附[46]。
由于土壤对其吸附力很弱，硝态氮主要存在于土壤溶液中。
pH较低时，硝态氮的扩散系数较Cl-为大，可随水到处移动，这种移动有利于作物吸收。
只要有水的地方都有其足迹，只要有根的地方都有其到达的可能。
在土壤表层水多的时候，可随水下渗到深处；
在表层水少的时候，又可随水上升到表层，由剖面深处向上部和根区迁移，为作物吸收。
随着水分的迁移，硝态氮可以运移到各个地方，随时随地供给作物需要，满足不同部位根系的吸收。
从这个意义来看，硝态氮又是作物最易利用的氮素形态。
但这也带来了明显的弊端：
易随水淋失。
当有足量水分时，它可被淋洗至2m或更深，脱离根系吸收而污染地下水源[45]。
淋失量取决于土壤、气候、肥料和栽培管理措施，最主要的是土壤中的硝态氮浓度和降水。
我国南方湿润和半湿润地区降雨多，淋失严重；
北方干旱和半干旱地区降水少，淋失也少。
草地土壤根系密集，土壤硝酸盐积累少，即使在湿润地区，淋失仍然较弱；
休闲地累积有较多的硝态氮，即使降雨少，淋洗量也不容忽略。
种植密植作物的土壤中硝酸盐淋洗少；
而种植中耕作物时，淋失严重。
除淋失外，硝态氮又是反硝化作用的基质，容易造成反硝化损失。
土壤中不少微生物在缺乏氧气条件下生长时，能把硝态氮和亚硝态氮还原成气态氮（NO、N20、N2），并使其向大气逸散，这一异化还原或呼吸过程称为反硝化。
由于反硝化存在，施入的或经硝化作用产生的硝态氮会以气态损失。
反硝化过程主要由某些嫌气性和兼气性微生物完成，大部分是异养型菌，有产碱菌属（Alcaligenes）、土壤杆菌属（Agrobacterium）、假单孢菌属（Pseudomonas）、芽孢杆菌属（Bacillus）等；
少数化能自养型菌如硫杆菌属（Thiobaillus）、蓝细菌（蓝藻Cyanobacterium），也能利用NO3-产生氮气，但在农业土壤中多不重要。
这些异养微生物利用同一个呼吸电子传递系统，以N03-、NO2-作为电子受体将其逐步还原为N20和N2，反硝化过程中氮素主要以N2损失，少部分以N20形式损失，是迄今发现的土壤中惟一消耗N20的过程。
在反硝化过程中不断消耗H+，会提高土壤的pH，与NH3的氧化会降低土壤pH的情况相反，进行的每一个步骤都有相应的特定酶参与，其中氧化亚氮还原酶对环境影响最敏感，任何不利的环境因子均会阻止N20的进一步还原，而利于N20的累积。
反硝化作用需要的条件是排水不良的旱田或渍水土壤，温度在25℃及以上，土壤近中性，有充足的易分解有机物质供应。
通过反硝化作用引起的氮素损失量变幅很大，因NO3-水平、C/N比低，易分解的有机物质含量、温度和土壤通气、水分状况而不同。
反硝化作用可在表层土壤发生；
一些N03-随水淋洗到底层时，也可能通过反硝化作用释放N2和N20。
防止反硝化作用的关键在于减少硝态氮的形成，可通过加强排水、松土、深施铵态氮肥，以及把pH控制在5.5~7.0之间等措施来达到这目的。
反硝化脱氮的另一途径是化学还原，又称化学反硝化（Chemodenitrification），指土壤中NO2-通过多种化学反应生成气态氮（N2、NO、NO2，有时还有N20）的过程。
这一过程已被严格的试验所证明。
反硝化及其他过程产生的N20是一种重要的温室效应气体，对全球温室效应的贡献占所有温室效应气体的5%，并且破坏臭氧层。
据估算，N20向大气总逸出量每年高达10~17Tg，并且每年还以0.2%~0.3%的速度递增。
土壤产生的N20约占人类活动产生N20总量的75%以上。
由于这一原因，人们对土壤中N20产生的过程及排放量研究给予了极大关注，已是当前氮素研究的热点所。
在尽管N03-异化还原、异养硝化作用和化学反硝化都能产生一些N20，但生物反硝化和自养硝化是其主要来源。
大量N2O的产生依赖于微生物控制的生物化学过程。
凡影响这些过程的物理、化学和生物学因子，均影响N20的逸出量，以及产物中N20的比率。
N20逸出量是土壤中产生的N20经土壤消耗（还原为N2）、扩散及溶解作用的总结果。
四、植物对铵、硝态氮的吸收和利用
现在已经确定，铵、硝态氮都是植物和微生物的良好氮源，可以被它们直接吸收和利用。
这两种形态的氮素约占植物吸收阴阳离子的80%。
植物吸收铵离子时分泌质子，而吸收硝酸根离子会释放出OH-或HCO3-。
由于植物对铵离子和硝酸根离子的吸收，一般情况下根际周围土壤pH会下降或上升。
硝态氮营养植物是很早就确定了的，而铵态氮的植物营养在20世纪30年代才最后确定，我国的罗宗洛[47]和前苏联的普良尼什尼科夫[48]在这方面做出了重要贡献。
可土壤中这两种形态氮素只有迁移到根系表面才能被植物吸收。
迁移有3种方式；
截获、质流和扩散；
不论哪种迁移方式都直接或间接地和土壤水分有关。
水分充足，植物根系易于向深处延伸，有利于截获；
养分在水中的扩散系数又远大于其他介质，也利于扩散。
而且，在植物生长过程中，根系不断地吸收土壤中的水分和养分，于是就在根系周围形成了水分和养分耗竭区，造成了根际和非根际区土壤养分的差异，促使了水分由高水势的远根区向低水势的近根区运移，直到达到平衡；
溶解在土壤水中的养分也随着水流或通过扩散，由高浓度区向低浓度区运移，从而降低其浓度差。
因此，质流是水分作用下的运移，与水分的关系更密切。
铵态氮带正电荷，能被土壤胶体吸附，土壤溶液中存在较少；
相反，硝态氮带负电荷，不被土壤胶体吸附，主要存在于土壤溶液中。
由于这一原因，这两种形态氮素的迁移方式也容相同，除植物根系截获直接吸收外，铵离子在土壤中的运移主要靠扩散，向植物根系表面的迁移也以这种方式为主：
从某一点向外呈球形扩散，扩散体积与距离立方成正比，而扩散至某一处的浓度与距离成反比。
在土壤持水量接近饱和，特别是水稻土植稻灌水期间，土壤液相中铵离子浓度较高时，也可通过质流向下迁移[49~52]。
与此相反，硝态氮主要靠质流。
Barber[53~56]多次讨论了溶质运移，指出质流在氮素运移中的作用；
Mengel等人[57]证明，旱地上截获、质流和扩散，对小麦吸氮的贡献分别为82%，7%和11%。
Reager等人[58]试验证明，硝态氮通过质流对糖甜菜、春小麦、春大麦总吸氮量的贡献分别为100%，40%和110%。
我们在自然和限制根系生长的条件下研究了铵态氮和硝态氮的运移，发现铵态氮在近根处和远根处浓度无差异，而硝态氮在近根处浓度显著低于远根处。
由此可见，即使硝态氮可随水运移，但在水分缺乏的旱地条件下，质流运移仍难补充作物吸收所造成的根部亏缺。
一般情况下，铵态氮的扩散迁移速度小于作物吸收速率，距根表土壤常有亏缺现象；
硝态氮也有亏缺现象，但土壤中硝态氮浓度大而水分又比较充分时，根际周围有时出现富集。
当土壤溶液中或土壤胶体吸附的硝态氮和铵态氮到达根系表面后，铵态氮被动地被植物吸收，可随水穿过质膜，而硝态氮是主动吸收，在穿过质膜时需要消耗能量，才能进入细胞内。
这两种形态氮素在吸收上的差异是由于细胞内外浓度不同造成的。
硝态氮一般易于在细胞内累积，尤其在液泡中累积（成熟细胞的液泡可
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