土壤酶及其研究法范文

导语：如何才能写好一篇土壤酶及其研究法，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

关键词：黄河故道湿地；土地利用方式；土壤养分；酶活性

中图分类号：S154.2；S158.3 文献标识码：A文章编号：0439-8114（2014）10-2268-05

Characteristics of Soil Nutrient and Enzyme Activities of the Wetland in Old Yellow River of Eastern Henan

ZHU Xin-yua， HU Yun-chuanb

（a.College of Environment and Planning； b.College of Life Science， Shangqiu Normal University， Shangqiu 476000，Henan， China）

Abstract： Using field sampling and indoor analysis， the effects of different wetland use patterns （saline-alkali wasteland， humid grasslands， marsh wetland， forest wetland） on soil nutrient （soil organic matter， nitrogen， phosphorus， potassium， soil microbial mass） and soil enzyme activities （soil urease， soil catalase， soil invertase， soil alkaline phosphatase） in old Yellow River wetland of eastern Henan were studied. The results showed that soil nutrient and soil enzyme activities had significant difference among different wetland use patterns. Soil nutrient and soil enzyme activities were the highest in the forest wetland， humid grassland and marsh wetland took the second place and saline-alkali wasteland was the lowest. Soil enzyme activities were significantly correlated with soil organic matter， soil microbial mass and soil nutrient， and between soil enzyme activities themselves. Soil enzyme activities varied in the same order as that of soil nutrient. It is indicated that soil enzyme activities could reflect the level of wetland soil fertility， and could be used as an index indicating the soil fertility quality of wetland in old Yellow River.

Key words： old Yellow River wetland； land use patterns； soil nutrition； enzyme activities

基金项目：教育部人文社会科学研究青年基金项目（13YJCZH283）；河南省科技厅科技攻关项目（132102310357）；商丘师范学院青年科研基金项目（2011QN21）

湿地是陆地生态系统的重要组成部分，介于水、陆生态系统之间的一类生态单元，具有水域和陆地生态系统的特点，是地球最富有生产力的生态系统之一[1，2]。近年来，由于人类对湿地资源的不合理利用造成湿地生态系统功能退化，使湿地退化研究及湿地土壤养分和肥力状况成为各国学者关注的热点[3-6]。

湿地土壤退化是个复杂的过程，湿地生态功能是通过物质循环和能量流动来实现的，尤其是养分循环过程，是其生态功能得以实现的重要基础[7]。不同类型的湿地因水文和地上植被的不同，输入土壤的凋落物和根系分泌物不同，因而形成的土壤有机碳库、土壤微生物生物量和土壤养分状况会存在差别。土壤酶参与土壤中各种生物化学过程，是土壤生物过程的主要调节者[8]。湿地土壤酶的存在状态与活性被认为是湿地生态系统中有机物质分解与转化的关键，控制着湿地生态系统物质循环和能量的流动[8]。对于土壤酶活性与土壤养分相关性研究大部分集中在农田生态系统[9，10]、林地生态系统[11，12]、丘陵及草地生态系统[4，13，14]，而对我国暖温带黄河湿地生态系统土壤酶活性与土壤养分的相关性研究较少[7]；特别是对黄河故道不同类型的湿地土壤酶活性与土壤养分含量的关系研究鲜见报道，因此无法全面开展对黄河故道湿地生态功能的维持及退化防治。鉴于此，以豫东黄河故道湿地为研究对象，调查不同类型湿地土壤酶活性、土壤有机质、土壤微生物生物量和土壤养分的分布特征，进一步探讨土壤酶活性与土壤有机质、微生物生物量和养分的相关关系，旨在为黄河故道湿地退化防治、恢复重建和湿地土壤质量的评价提供科学依据。

1研究地点与研究方法

1.1研究区自然概况

豫东黄河故道位于河南省与山东省接壤区，西起民权县睢州坝，东至虞城县小乔集，南北以黄河故堤为界（图1）。故道面积约1 520 km2，为明清时期古黄河水道遗留下的一段洼地，位于115°47′―116°17′E，34°50′―34°33′N，整体走向为西北―东南走向，呈带状分布。故道湿地属于暖温带半湿润大陆性季风气候，年均气温为14.1 ℃，极端最高温为43.6 ℃，极端最低温为-23.4 ℃，年无霜期约210 d，年降水量686.5～872.9 mm。研究区属洪泽湖水系，由山东省单县大姜庄南入安徽省砀山经徐州后入淮河。历代由于黄河的多次泛滥和改道及地下水位不断上升，发育了众多湿地，主要类型为盐碱滩地、沼泽湿地、湿草地、水洼地和林地湿地；湿地土壤多为古黄河冲积沙土或沙壤土。植被类型以草本植物为主，乔木主要有山杨（Populus davidiana）、垂柳（Salix babylonica）、洋槐（Robinia pseudoacacia）、泡桐（Paulownia）等，灌木主要以野生柽柳（Tamarix chinensis）林为主。

1.2研究方法

1.2.1样地设置与样品采集样地选择是在野外植物调查的基础上，依据主要植物群落空间分布特征，利用相关地形林相图及遥感资料，在研究区内设置盐碱滩地（Saline-alkali wasteland，SAW）、湿草地（Humid grasslands，HG）、沼泽湿地（Marsh wetland，MW）和林地湿地（Forest wetland，FW）4种样地类型；每个样点选取3个剖面，分0～20 cm和20～60 cm两层取样，3次重复。将采集的土样拣出所有可见碎石、植物残体和根系后采用四分法混匀装袋，用冰盒运输并保存于4 ℃冰箱中待用。

1.2.2测定项目与方法土壤有机质（SOM）含量用重铬酸钾氧化-比色法测定；土壤全氮（TN）含量采用凯氏定氮法测定；土壤全磷（TP）含量采用高氯酸消化-钼锑抗比色法测定；土壤速效磷（AP）含量采用双酸浸提-钼锑抗比色法测定；土壤速效钾（AK）含量采用乙酸铵浸提-原子吸收法测定，以上项目的测定参照刘光崧[15]的方法。土壤微生物生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸K2SO4浸提-TOC仪测定法测定[16]；土壤微生物生物量氮（MBN）采用氯仿熏蒸浸提-碱性过硫酸钾氧化比色法测定[16]；土壤脲酶（SUR）活性采用靛酚蓝比色法测定，以24 h后1 g土壤中NH3-N的量表示酶活性[mg/（g・d）]；土壤碱性磷酸酶（SAP）活性采用氯代二溴对苯醌亚胺比色法测定，以24 h后1 g土壤中释放出的酚的量表示酶活性[mg/（g・d）]；土壤过氧化氢酶（SC）活性采用高锰酸钾滴定法测定，以24 h内土壤消耗0.1 mol/L KMnO4的量表示酶活性[mL/（g・d）]；土壤蔗糖酶（SI）活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定，以 24 h后1 g土壤中所含葡萄糖的量表示酶活性[mg/（g・d）]，以上土壤酶活性的测定方法均参照关松荫[17]的方法。

1.2.3数据处理数据采用Excel 2003 和SPSS 16.0软件进行统计分析，Origin 8.0 软件作图；利用ANOVA进行方差分析，利用LSD法进行多重比较。

2结果与分析

2.1不同湿地类型的土壤有机质、养分含量和微生物生物量特征

由表1可以看出，不同样地SOM含量差异极显著（F=42.43，PHG>MW>SAW，且各样地间差异达显著或极显著水平。SOM与MBC和MBN的相关系数分别为0.998和0.999，呈极显著相关，说明SOM含量与MBC和MBN含量关系极为密切。

2.2不同湿地类型的土壤酶活性特征

统计分析表明，4种不同土地利用方式的SUR、SI、SC和SAP活性差异显著或极显著（图2），且4种酶活性的变化规律均表现为FW>HG>MW>SAW，FW各种酶活性均为最高，且显著或极显著高于其他3种类型样地。

2.3土壤有机质、养分含量及微生物生物量与土壤酶活性的相关分析

由表2可知，SOM与4种土壤酶活性均呈显著或极显著正相关，TN与SUR、SC和SI活性呈显著正相关，TP与SUR和SAP活性呈极显著正相关。MBC与4种土壤酶活性均呈极显著正相关，MBN与4种土壤酶活性均呈显著或极显著正相关。AP与SUR、SAP活性显著相关，AK与SUR显著相关，TK与4种土壤酶活性的相关性均不显著。

土壤酶主要来源于土壤动植物和微生物，且与土壤有机质密切相关[5]。相关研究指出脲酶活性变化与土壤含氮量及土壤养分含量相关[18]。土壤磷酸酶活性的高低与土壤中磷的含量关系密切，对土壤中有机磷的分解与转化影响较大[19]。蔗糖酶可以表征土壤肥力质量及土壤熟化程度，对土壤中易溶性的养分物质起着重要作用[20]。本试验中，土壤酶活性与土壤有机质、土壤微生物生物量及土壤养分含量相关性较高，因此，可以用土壤酶活性来指示土壤肥力的高低。

2.4土壤酶活性之间的相关性

由表3可知，不同土地利用方式的土壤酶活性间关系密切，其中，SUR活性与SC、SI、SAP活性之间呈显著或极显著正相关；SC活性与SI活性呈显著正相关，与SAP活性相关性不显著；SI活性与SAP活性呈极显著正相关。黄河故道湿地4种土壤酶活性之间存在不同程度的相关性，说明土壤酶在促进土壤有机质分解与转化及在土壤物质循环和能量流动中存在共性关系。

3结论与讨论

黄河故道湿地不同类型湿地土壤有机质、土壤微生物生物量及养分含量差异显著。盐碱滩地土壤有机质和养分含量均较低，林地湿地最高，湿草地和沼泽湿地居中。这与地上植被类型、有机物质的含量及根系量有关，土壤有机质含量主要决定于地上有机物质的输入量[12]。本研究中林地湿地人为干扰较低，地上植被及庞大的根系量可改良土壤状况，良好的水热条件为地上植被提供了优良的生存环境，导致有机物质的输入量较大；同时，湿地的特殊环境也为有机质的积累提供了良好的条件，使其土壤有机质、土壤微生物生物量及土壤养分含量较高；同时也说明林地湿地在土壤养分积累、分解和转化方面较其他3种湿地类型的土壤有一定的优势。盐碱滩地土壤有机质、土壤微生物生物量和土壤养分含量均较低，这与其长期没有预防治理措施导致的恶劣土壤条件有关；盐碱滩地距离原黄河河道最近，地上植被稀疏，有机物质积累较少，且盐碱化导致的土壤碱性较大，不利于土壤有机质及养分的积累，导致土壤肥力质量退化[21]。

土壤酶活性是土壤功能比较重要的指标，与土壤有机质、土壤微生物生物量和部分土壤养分含量指标间呈显著或极显著正相关，且不同酶活性间也存在显著或极显著正相关，表明土壤酶活性可以反映土壤肥力的高低。土壤酶与土壤微生物和土壤动物代谢产物及植物根系分泌物密切相关，根系分泌物与土壤中微生物和动物含量增加，导致酶活性的增加[7，19]；同时，由于林地湿地土壤有机质含量较高，有充分的营养源维持土壤生物的生存，使土壤生物代谢旺盛，呼吸强度加大，从而使林地湿地各种酶活性较高。郭继勋等[22]研究表明，酶活性随着土壤微生物生物量的增加而不断增强，二者变化基本保持同步。相关研究指出，湿地土壤有机质和土壤理化性质与土壤酶活性之间关系密切[23-26]。本研究中，林地湿地酶活性均较高，且土壤有机质和土壤微生物生物量碳、氮含量比其他3个样地高，这也是林地湿地土壤酶活性较高的另外一个原因。湿草地和沼泽湿地地上有机物质含量不及林地湿地，且与土壤酶活性关系密切的土壤有机质和土壤微生物生物量碳、氮的含量均低于林地湿地，较低的土壤有机质限制了土壤酶的活性[25]。Kang等[8]和Omidi等[5]的研究表明，积水改变了土壤生物群落结构组成，在缺氧条件下，耗氧土壤动物和微生物对土壤有机质的分解速度受到影响，进而影响土壤酶的释放。张文菊等[27]研究证明，含水量高抑制土壤有机碳的矿化，抑制土壤酶的分解作用。由于这些因素的共同作用，导致湿草地和沼泽湿地土壤酶活性低于林地湿地。

土壤脲酶、土壤磷酸酶、土壤过氧化氢酶和土壤蔗糖酶4种酶活性与土壤微生物生物量碳、氮间呈显著或极显著正相关，可能与土壤微生物多样性有关，而土壤微生物多样性又与地上植被类型和多样性有关。因此，深入探讨黄河故道湿地土壤微生物群落特征、土壤动物群落特征、植物群落特征及演替规律及其与土壤理化和生物学性质的关系是今后研究的重点。

参考文献：

[1] NIU Z G，ZHANG H Y，GONG P.More protection for China’s wetlands[J].Nature，2011，471（19）：305.

[2] 吕宪国，刘晓辉.中国湿地研究进展――献给中国科学院东北地理与农业生态研究所建所50周年[J].地理科学，2008，28（3）： 301-308.

[3] SULMAN B N，DESAI A R，MLADENOFF D J.Modeling soil and biomass carbon responses to declining water table in a wetland-rich landscape[J].Ecosystems，2013，16（3）：491-507.

[4] 万忠梅，宋长春，杨桂生，等.三江平原湿地土壤活性有机碳组分特征及其与土壤酶活性的关系[J].环境科学学报，2009，29（2）： 406-412.

[5] OMIDI H，TAHMASEBI Z，TORABI H，et al.Soil enzymatic activities and available P and Zn as affected by tillage practices，canola （Brassica napus L.） cultivars and planting dates[J].European Journal of Soil Biology，2008，44（4）：443-450.

[6] 张明祥，张阳武，朱文星，等.河南省郑州黄河自然保护区湿地恢复模式研究[J].湿地科学，2010，8（1）：67-73.

[7] 刘云鹏，申卫博，张社奇，等.黄河中游湿地土壤养分与酶活性特征及相关性研究[J].草地学报，2013，21（3）：474-484.

[8] KANG H，FREEMAN C.Phosphatase and arylsulphatase activities in wetland soils： Annual variation and controlling factors[J].Soil Biology and Biochemistry，1999，31（3）：449-454.

[9] 王静，张仁陟，张天佑.保护性耕作方式对土壤微生物生理类群和酶活性的影响[J].干旱区资源与环境，2011，25（7）：168-172.

[10] 张雪梅，吕光辉，杨晓东，等.农田耕种对土壤酶活性及土壤理化性质的影响[J].干旱区资源与环境，2011，25（12）：177-182.

[11] 王群，夏江宝，张金池，等.黄河三角洲退化刺槐林地不同改造模式下土壤酶活性及养分特征[J].水土保持学报，2012，26（4）：133-137.

[12] 薛立，邝立刚，陈红跃，等.不同林分土壤养分、微生物与酶活性的研究[J].土壤学报，2003，40（2）：280-285.

[13] 邵东华，韩瑞宏，宁心哲，等.内蒙古大青山油松、虎榛子根际土壤酶活性研究[J].干旱区资源与环境，2008，22（6）：190-193.

[14] 高雪峰，韩国栋.利用强度对草原土壤酶活性和养分影响的动态研究[J].干旱区资源与环境，2011，25（4）：166-170.

[15] 刘光崧.土壤理化分析与剖面描述[M].北京：中国标准出版社，1996.30-67.

[16] 吴金水，林启美，黄巧云，等.土壤微生物生物量测定方法及其应用[M].北京：气象出版社，2006.54-78.

[17] 关松荫.土壤酶及其研究法[M].北京：农业出版社，1987.

[18] 靳振江，邰继承，潘根兴，等.荆江地区湿地与稻田有机碳、微生物多样性及土壤酶活性的比较[J].中国农业科学，2012，45（18）：3773-3781.

[19] 万忠梅，宋长春，郭跃东，等.毛苔草湿地土壤酶活性及活性有机碳组分对水分梯度的响应[J].生态学报，2008，28（12）：5980-5986.

[20] 蔡立佳，徐永刚，宇万太，等.下辽河平原杨树连栽对土壤养分，微生物生物量和酶活性的影响[J].生态学杂志，2013，32（2）： 337-343.

[21] LI M，ZHANG J，WANG G，et anic phosphorus fractionation in wetland soil profiles by chemical extraction and phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy[J].Applied Geochemistry，2013，33（7）：213-221.

[22] 郭继勋，姜世成，林海俊，等.不同草原植被碱化草甸土的酶活性[J].应用生态学报，1997，8（4）：412-416.

[23] 杨桂生，宋长春，宋艳宇，等.三江平原小叶章湿地剖面土壤微生物活性特征[J].生态学报，2010，30（22）：6146-6153.

[24] 吴俐莎，唐杰，罗强，等.若尔盖湿地土壤酶活性和理化性质与微生物关系的研究[J].土壤通报，2012，43（1）：52-59.

[25] 王树起，韩晓增，乔云发，等.不同土地利用方式对三江平原湿地土壤酶分布特征及相关肥力因子的影响[J].水土保持学报，2007，21（4）：150-153.

篇2

关键词：重金属；脲酶；镉；铅

土壤是人类的衣食之源和生存之本，即使是现代经济生活中，土壤依然是最基本的生产要素和各种经济关系的载体[1]。随着工业的发展和农业生产的现代化，环境污染问题日益严重，大量的重金属污染物进入到土壤系统中。但是由于土壤的自净能力有限，当污染物的含量超过了土壤容量时，就会对生态环境和人类健康造成严重的影响，甚至威胁到人类的生存[1]。其中土壤重金属污染的问题已经成为全球各国共同面临的棘手问题。

土壤酶是土壤中稳定的具有某种特殊催化能力的一类蛋白质[2]。土壤中与物质和能量转化有关的生物化学过程都是在土壤酶的作用下进行的，因此它们在土壤养分的转化、循环和利用及降解土壤中有毒物质、消除土壤污染等方面发挥着重要作用[3]。国内外众多学者已开始研究利用土壤酶活性评价土壤重金属污染的可行性，并取得了显著进展。

一、材料与方法

1、供试土壤

供试土壤为棉花地，采自于北辰区的被人为影响较弱的的农田里，经实验室实验检测重金属含量不超标，属于自然无污染土壤。将取来的新鲜土样弄成碎块，放在室内阴凉通风处自行干燥。干燥后的土壤研磨过200目尼龙筛，并置于塑料袋内，放于室内备用。

2、添加外源铅、镉土壤污染实验

称取150g干土的新鲜土壤样品，用蒸馏水调节土壤含水量至田间持水量40%，装于500 ml的塑料烧杯中，用具有透气性能的薄膜封口，于25℃生化培养箱内预培养3周。然后根据处理要求将重金属溶液与土壤充分混匀，调节土壤含水量至田间最大持水量60%，薄膜封口，于25℃培养箱内培养。培养过程中为了保持土壤湿度不变，用称量差减法每隔3天调节一次土壤水分。整个培养试验持续52天，分别于第3、10、17、31、52天取样测定土壤脲酶活性。

Cd 以CdCl2・2.5H2O形式投加，Pb 以Pb（NO3）2 形式投加，将CdCl2・2.5H2O 和Pb（NO3）2 粉末溶于水后与土壤充分混匀。本实验共设16个处理，分别为L1（CK）、L2（Pb50）、L3（Pb200）、L4（Pb400）、L5（Cd5）、L6（Pb25）、L7（Pb50）、L8（Pb50Cd5）、L9（Pb50Cd25）、L10（Pb50Cd50）、L11（Pb200Cd5）、L12（Pb200Cd25）、L13（Pb200Cd50）、L14（Pb400Cd5）、L15（Pb400Cd25）、L16（Pb400Cd50）。

3、土壤酶测定方法

脲酶活性测定采用土壤酶研究法[4]。

二、结果与讨论

1、镉、铅单一污染对脲酶活性的影响

脲酶在外源重金属 Pb的情况下，添加低浓度的Pb（50）对脲酶活性有激活的作用，而随着添加重金属浓度的增加脲酶活性不断的降低。当Pb浓度为50mg/kg时，对脲酶活性为激活作用，其平均激活率为12.34%；当Pb浓度为200mg/kg和400mg/kg时，对脲酶活性为抑制作用，其平均抑制率为12.47%和31.52%。脲酶活性的抑制百分数随着重金属的浓度增大而递增，而且这种递变规律在重金属加入量较高时更明显。不同Pb 处理在土壤培养中期（17天左右）脲酶活性最高，随着培养时间的延长酶活性有降低的趋势，酶活性的最低值出现在第52天。

脲酶对重金属Cd元素的反映非常敏感，添加不同浓度的Cd后，立刻表现出强烈的抑制作用，随着浓度变化越大，其抑制率也会越大，其抑制率分别为6.32%、11.62%、21.32%。培养初期和中期酶活性相对比较高，到末期（52天）其活性到了最低点。

2、镉、铅复合污染对脲酶活性的影响

土壤样品中脲酶活性几乎都随着重金属添加量的增加而降低。在铅、镉复合污染下，脲酶活性随重金属浓度增加而减小。由于铅单一污染的时候，对脲酶活性大部分都是促进作用。所以土样L8、L11、L14与CK对比则产生了激活的作用，剩下的土样则产生了抑制作用。在铅、镉复合污染下，脲酶活性的变化与单一铅污染变化比较相似，并且高于单一镉污染。在培养时间段初期，脲酶活性的净变化量=U均小于0，且接近于0，铅和镉复合污染表现出轻微的拮抗作用，即铅和镉复合污染的毒性因为铅的存在而减弱。随着培养时间的延长（到后期），=U大于0，铅和镉的复合污染表现出协同作用，即铅和镉复合污染的毒性因为铅和镉的加入毒性更大了，所以脲酶的毒性程度呈现出铅和镉复合污染>镉单一污染>铅单一污染。

3、土壤重金属的全量及各形态对土壤酶活性的影响

可交换态 Pb对脲酶具有轻微的激活作用，激活作用不是特别明显，呈相对不显著正相关。Pb的其他态和全量对脲酶都产生了比较明显的抑制作用，其中碳酸盐结合态的抑制作用最为明显R值为0.447，其次是全量、有机态、残渣态、铁锰氧化态。

总量和各个形态的Cd对脲酶都具有相对明显的的抑制作用，负相关显著。其中铁锰氧化态和碳酸盐结合态的抑制率最高，R值都达到了0.905，最低的是残渣态。通过对比可以看出重金属Cd的毒性远大于Pb，重金属Cd对环境的危害性最大，所以用脲酶活性作为判断土壤的污染程度是比较可行的方案。

三、结论

通过实验室外源添加重金属Pb、Cd发现，低浓度的Pb对脲酶有激活作用，随着添加浓度越来越高酶活性就有明显的降低趋势。Cd对脲酶有强烈的抑制作用，通过分析发现两种重金属的毒性强度为Pb、Cd复合污染>Cd单一污染>Pb单一污染。通过对比可以看出重金属镉的毒性远大于铅，重金属镉对环境的危害性最大，所以用脲酶活性来判断土壤重金属镉的污染程度是比较可行的方案。由于实验室的实验条件有限只研究了Pb、Cd对脲酶的影响，如果以后有条件可以研究点别的酶活性，找出一定的变化规律。

参考文献：

[1]陆文龙，李春月.重金属镉对土壤酶活性影响的研究[J].吉林化工学院学报，2010，27（3）.

[2]曹慧，孙辉，杨浩，等.土壤酶活性及其对土壤质量的指示研究进展[J].应用与环境生物学报，2003，9（1）.

[3]尤育堂，刘世凡，熊建平.苎麻对稻田土壤汞净化效果研究[J].农业环境保护，1994，13（1）.

[4]关松荫.土壤酶及其研究法[M] .北京：农业出版社，1986.

[5]杨正亮，冯贵颖.重金属对土壤脲酶活性的影响[J].干旱地区农业研究，2002，（9）.

篇3

1材料与方法

1.1土壤样品土壤采自我国西北地区某市的农田表层土壤，选取具有代表性的5个采样点，均采取0～20cm的样品，混合均匀后带回实验室。在洁净实验室内展开、风干，挑拣其中的植物、残根、石块及其他杂物。用木碾研磨过18目筛子。处理后的土样装入密封袋中密封保存，备用。土壤样品的主要理化性质见表1。

1.2实验设计选取转化酶、脲酶、碱性磷酸酶活性为指标，Cu、Zn、Pb和培养时间作为因素。实验因素和水平设计列于表2。外源污染物Cu、Zn、Pb复合作用对3种水解酶活性的影响选用5因素4水平的L16(45)型正交表(实验1)，在对各因素主效应分析之后，选取Cu、Zn、Pb三因素重新排定L8(27)正交表，用以考察三种污染物之间的交互作用对酶活性的影响(实验2)。指标水平参照土壤环境质量标准(GB15618-1995)，Cu、Zn、Pb分别以CuSO4•5H2O、Zn(CH3COO)2•3H2O和Pb(CH3COO)2•3H2O溶液形式加入，充分搅匀，加水使土壤湿度保持在土壤最大持水量的60%，置于培养箱内25℃黑暗恒温恒湿培养，每个处理做3份平行。

1.3测定方法土壤pH值：酸度计法；土壤有机质：重铬酸钾法；阳离子交换量：氯化钡法；重金属：电热板湿法消解-ICP-AES法；转化酶活性测定：3,5-二硝基水杨酸比色法，大小用24h，1g干土生成的葡萄糖毫克数表示；脲酶活性测定：苯酚钠—次氯酸钠比色法，大小以24h，1g干土的氨氮毫克数表示；碱性磷酸酶活性测定：磷酸苯二钠比色法，大小以24h，1g干土生成的酚毫克数表示（以上酶活性测定时均设3份平行，以及用水代替基质的对照样品和无土对照样品，以排除土壤和试剂中杂质的干扰）。数据使用Excel2010和Spss18.0进行分析。

2结果与分析

2.1Cu、Zn、Pb复合作用对土壤水解酶活性的影响通过观察法获得的平均值（表3）可知，转化酶活性、脲酶活性及碱性磷酸酶活性的最大值分别出现在实验3、实验1和实验1。对不同因素而言，分析每个水平上三种水解酶的平均值，转化酶活性、脲酶活性及碱性磷酸酶活性的最大值分别出现A1B1C4D3，A1B2C3D1及A1B1C1D3，并且A1B1C1D3与观察法的结果一致。方差分析结果显示（表4），在95%置信区间下，Cu对三种水解酶活性有显著影响，Zn和Pb对三种水解酶活性影响不显著。Cu对三种水解酶活性影响程度脲酶＞碱性磷酸酶＞转化酶。

2.2Cu、Zn、Pb的交互作用及各自主效应对土壤酶活性的影响表5是观察法的分析结果，转化酶、脲酶和碱性磷酸酶活性的最大值分别出现在实验6、实验4和实验1。分析每个水平水解酶活性总和的平均值，转化酶、脲酶和碱性磷酸酶活性的最高值是A2B2C2，A1B2C2及A1B1C2。A1B2C2与观察法结果一致，其他两个值与观察法结果相近。方差分析结果显示（表6），这些因素与转化酶活性关系不显著；Cu和Zn对脲酶活性有显著影响(p＜0.05)，Cu×Zn在p＜0.10时对脲酶活性有显著影响；其他因素，如Pb，Cu×Pb，Zn×Pb与脲酶活性之间无显著差异。然而，在95%置信区间下，除了Zn×Pb，其他因素与碱性磷酸酶活性之间均有明显差异。图1~3是添加到土壤样品中重金属浓度与土壤酶活性之间的关系图。从图1可以看出，样品的三种土壤酶活性都比参考样品(没有添加外源重金属)酶活性低。Cu对脲酶和碱性磷酸酶活性影响具有相同的规律，即随着Cu浓度的增加，土壤酶活性显著降低，并且在Cu浓度从100增加到400mg•kg-1时，碱性磷酸酶活性急剧下降。Cu浓度为400mg•kg-1时，脲酶活性和碱性磷酸酶活性分别是对照样品酶活性的49%和56%。当Cu浓度小于35mg•kg-1时，转化酶活性受到明显抑制作用，从35增加到100mg•kg-1时，酶活性轻微降低；当Cu浓度从100增加到400mg•kg-1时，酶活性显著降低。图2展示的是添加Zn以后三种水解酶活性表现出的不同变化规律。在Zn的浓度为500mg•kg-1时，转化酶活性和碱性磷酸酶活性均比对照样品酶活性降低，分别是对照样品酶活性的97%和91%，而脲酶活性有所增加，是对照样品的107%。首先，低浓度的Zn抑制转化酶活性，随后又表现出激活特性，当Zn浓度从300增加到500mg•kg-1时，酶活性有缓慢的增加；脲酶活性表现出不同的变化趋势，从最初显著增加到无明显变化。通常Zn对碱性磷酸酶活性表现出抑制作用。Zn对转化酶活性和脲酶活性的强化效应可能与它们是金属酶有关，并且该金属是Zn[3]。图3描述的是三种土壤水解酶活性对添加的外源Pb的响应。总体看，在Pb浓度为500mg•kg-1时，转化酶活性和脲酶活性均比对照样品升高，而碱性磷酸酶活性降低，是对照样品酶活性的87%。在低浓度时，Pb抑制转化酶活性，激活脲酶活性。在浓度从35增加到500mg•kg-1时，转化酶活性随Pb浓度增加而升高，而随后转化酶活性显著降低；脲酶活性随Pb浓度增加表现出不同的变化规律，当Pb浓度从35增加到350mg•kg-1时，酶活性降低，从350增加到500mg•kg-1时，酶活性显著增加；Pb则是碱性磷酸酶活性的抑制剂。不同的培养时间对酶活性也有一定的影响。在7到14天时，随培养时间的延长，转化酶活性和碱性磷酸酶活性表现出相同的变化趋势，即酶活性先升高，后降低。对脲酶活性而言，在第7天时有显著降低，随后随时间延长缓慢降低。水解酶活性与所添加的外源污染物的量之间的多元回归方程(式1~3)显示的信息与以上分析结果类似。从碱性磷酸酶活性与各污染因素添加量之间的多元回归方程可见，Cu、Zn、Pb的回归系数分别为-2.152、-0.451及-0.831，各因素对酶活性均表现为抑制作用，并且对酶活性影响的顺序是Cu＞Pb＞Zn。另外，Zn和Pb对脲酶活性表现出激活作用，而Zn对转化酶活性几乎没有影响，这些结论与以前的研究成果一致，同时与方差分析的结果相符。

3讨论

复合重金属对土壤酶活性的影响早有报道。本研究发现，与其他污染物相比，Cu可明显抑制土壤水解酶活性，并且抑制程度随金属Cu的含量增加而增大。Zn对转化酶活性和脲酶活性没有明显作用，不过Zn浓度为100mg•kg-1时可提高脲酶活性。然而，随着添加Zn量的增加碱性磷酸酶活性受到抑制。其实Cu、Zn和Pb对碱性磷酸酶活性均表现出抑制作用。重金属抑制土壤酶活性的机理有几种方式，包括使酶的催化活性基团失活、使蛋白质变性以及与那些形成酶-底物复合物所必需的金属离子竞争等[15]。Wang等发现土壤磷酸酶活性与金属Cu之间呈显著的负相关关系。Khan等指出重金属可与酶的巯基反应，形成金属-硫化物等同物进而抑制和/或使酶活性失活。抑制剂可通过改变酶的分子结构进而抑制脲酶活性。另外一些学者研究认为当重金属含量达到2000mg•kg-1时，脲酶活性可完全消失。Zeng等也指出，通常在特定的环境条件下，某些元素的含量超过某一范围时会对植被和微生物带来负面效应。另外，不同种类的酶对重金属含量变化带来的响应也不同。这可能取决于酶的灵敏度、酶结构上的抑制以及季节影响。同时，土壤因素，如pH、土壤有机质含量和粘土矿物成分也会有一定的影响。Wyszkowska等指出土壤酶活性对重金属影响的灵敏度排序是脱氢酶＞脲酶＞碱性磷酸酶。当重金属进入土壤，它们可以改变土壤pH值，一般是导致土壤酸化。Renella等认为在碱性土壤中，酸性磷酸酶活性更易受影响，而碱性磷酸酶活性在酸性土壤中更易受影响。除此之外，重金属抑制土壤酶活性的机理可能是钝化催化活性基团，与那些可以形成酶-底物复合物的重金属离子竞争，或者是使蛋白质成分失活。培养时间对三种土壤水解酶活性也表现出不同的影响。不过在第35天时所有的土壤酶活性均比第3天时低，这个结果与Naidu等的结论一致，即随着重金属在土壤中时间的延长，重金属的生物可利用性降低。因为重金属的生物利用率是土壤酶活性的主要来源，有其是对土壤微生物和植物。当三种重金属同时存在时，他们对酶活性影响的强度并不是他们单独存在时对酶活性影响程度之和，这可能是与同一个实验中的三种重金属之间发生了相互作用有关。在我们国家，土壤中重金属的主要来源有污水灌溉、工业废弃物堆放、城市固体垃圾堆放以及大气沉降等。刘树庆发现在保定市污水灌溉的农田中Zn、Cu、Pb和Cd的含量非常高，并且随着持续的污水灌溉金属含量一直在增加。另外，由于土壤存在多种重金属复合污染，其中种植的蔬菜也应经被污染。在该研究中，很少有人指出土壤中Cu、Zn、Pb的含量已接近污染的水平。有交互作用的实验结果显示，三种重金属复合效应对碱性磷酸酶活性影响最显著，尤其是Cu×Pb，其次是Cu×Zn。不过它们的这些影响都不及Cu单独存在时显著。Wyszkowska等曾有过类似的报道，他发现当Cu与其他重金属（如Zn、Pb、Cd和Cr）同时存在时，它对土壤酶活性的抑制作用比它单独存在时弱。对于此现象，其他解释是当两种重金属同时作用时(Cu×Zn,Cu×Pb)，Zn或Pb对土壤酶活性有保护作用。与Zn、Pb的自主效应比较，两者的复合效应降低了，这说明它们对碱性磷酸酶活性的影响具有拮抗作用。尽管Cu或Zn对转化酶活性有轻微影响并且没有统计显著性，不过它们的复合效应影响增加了，这说明在它们的二元系统中存在协同效应。不过，二元系统对碱性磷酸酶活性的抑制作用没有它们单独存在时显著，这可能是由于二者之间存在负的协同抑制效应。总之，添加的Cu、Zn、Pb对研究的三种土壤水解酶活性均呈现不同的影响。土壤酶活性被抑制或激活的程度随重金属种类及其浓度以及土壤酶种类的不同而有差异。一些学者报道土壤酶受到抑制或激活的程度顺序与众多因素有关，包括重金属种类、重金属浓度、分析的土壤酶种类；溶液中重金属与土壤酶官能团之间的反应；重金属之间的反应；土壤的理化性质，如pH、阳离子交换量、有机质含量，以及粘土矿物种类和含量等。这些过程可能导致土壤中不同重金属对土壤酶活性抑制或激活效应的不同。这些结果与其他的一些将土壤酶活性作为土壤重金属污染指示剂的研究结论一致。

4结论

篇4

关键词：土壤微生物；微生物生物量；土壤酶活性；种植年限；菜地

中图分类号：S158.5；S154 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）20-4903-05

Effects of Planting Years on Soil Microbial Carbon， Nitrogen and Enzyme Activity of Vegetable Fields

HUANG Rong，WAN Yi-lin，GAO Ming

（College of Resources and Environment， Southwest University，Chongqing 400715，China）

Abstract： Soil samples were collected and analyzed from vegetable fields with different planting years （1，5，10，15 years） in the vegetable base of Baishiyi town， Jiulongpo district， Chongqing city. The soil microorganism quantity， microbial biomass carbon（SMBC） and nitrogen（SMBN）， and soil enzyme activity were studied. The results showed that microorganism quantity and enzyme activity， SMBC and SMBN content of surface soil （0 to 20 cm） were higher than that of subsurface soil（20 to 40 cm）. In 0～20 cm vegetable soil the maximum amount of bacteria and actinomycetes were in the vegetable soil planted for 10 years， while the maximum amount of fungi was in the vegetable soil planted for 5 years. SMBC content in 0～20 cm vegetable soil gradually decreased with the increase of planting years. SMBN content in 0～20 cm vegetable soil with different planting years was relatively stable. SMBC and SMBN contents in both surface or subsurface soil planted for 10 years were high.Enzyme activity in vegetable soil was differed with different planting years. Catalase activity in soil with different planting years was relatively stable and maintained at 1.22～1.62 mL/g. Urease and invertase activity was fluctuated under long-term fertilization. Urease activity could be high up to 1.80 mg/g with the minimum of 0.15 mg/g. The invertase activity was ranged from 0.91 mg/g to 3.40 mg/g.

Key words： soil microorganism； microbial biomass； soil enzyme activity； planting years； vegetable field

土壤微生物生物量不仅是土壤有机质和土壤养分转化与循环的动力， 还是土壤中植物有效养分的储备库，能直观地反映土壤微生物和土壤肥力状况[1]。土壤酶参与了腐殖质的合成与分解以及土壤中一切生物化学的过程，是一个反映土壤质量的生物学指标。

不同耕作方式对土壤微生物生物量及酶活性有一定的影响，其中免耕最有利于提高土壤微生物生物量和土壤酶活性[2]。在相同的耕作方式下，不同的土地利用方式对土壤微生物生物量的作用也是不一样的。宇万太等[3]研究表明，与其他利用方式相比，裸地处理的微生物生物量碳最低。近几十年来，化学肥料施用已成为农业增产的重要措施之一，对农业生产起到了积极的推动作用[4]。但是，长期施用化肥会影响土壤的理化性质，从而引起土壤微生物数量、微生物生物量碳、微生物生物量氮以及酶活性的变化[5]。

近年来，国内外对不同耕作方式，不同土地利用类型和不同施肥量及施肥种类方面进行了大量的研究[1，5-8]。长期施肥对土壤中微生物、微生物生物量以及酶活性的影响主要集中在种植粮食作物（水稻、玉米等）的土壤上，对于菜地土壤的研究较少。由于菜地土壤复种指数高，施肥量相当于粮食土壤的几倍，种植蔬菜的年限不同，施入土壤中的化肥量差异较大，种植蔬菜年限越久，施入土壤的化肥就越多。因此，本研究就不同蔬菜种植年限下，不同化肥施用量对菜地土壤微生物数量、微生物生物量碳和微生物生物量氮以及土壤酶活性进行了研究，以期阐明化肥施用量对菜地土壤质量的影响，为菜地合理、科学施肥提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验土壤

试验所采集的土壤是来自重庆市九龙坡区白市驿镇的蔬菜基地。1997年之前，重庆市九龙坡区白市驿镇主要种植水稻、玉米等粮食作物。在1997年之后，该地区慢慢地向蔬菜种植方向发展，至今已形成了较大规模的蔬菜基地。该区土壤为灰棕紫泥土。由于该地区的土壤主要用于种植蔬菜，蔬菜一年种植3～6季，复种指数一般为400%～600%，远高于粮食的复种指数。蔬菜基地具有高复种指数和一年多季的特点，因此投入到土壤中的化肥量也相应的高，肥料品种也相应的多。为了更好地了解不同种植年限下（即不同施肥年限下）土壤中微生物生物量和酶活性的变化规律，本试验在同一区域分别采集了种植1、5、10和15年的蔬菜地的表层（0～20 cm）和亚表层（20～40 cm）土壤，研究不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳、氮及酶活性的影响。

具体采样方法为：分别选取种植了1年、5年、10年和15年的蔬菜地，每个种植年限各选3个地块，每个地块皆采用梅花式多点采样法，分别采集0～20 cm表层和20～40 cm亚表层的土壤，采用四分法留取5 kg的土壤，然后将表层和亚表层的土壤分别装袋并做好记录。采集完之后带回实验室，一部分在自然状况下风干，用于常规的养分分析；另一部分保存在4 ℃的冰箱内，用于土壤微生物、土壤微生物量碳、微生物生物量氮和酶活性的测定。其采样点的基本情况及土壤的理化性质见表1和表2。

1.2 测定指标及方法

细菌采用牛肉汁蛋白胨琼脂培养基平板混菌法培养测定；真菌采用马丁氏琼脂培养基平板混菌法培养测定；放线菌采用高氏1号琼脂培养基平板混菌法培养测定。土壤微生物生物量碳（SMBC）采用熏蒸提取-容量分析法测定；土壤微生物生物量氮（SMBN）采用熏蒸提取-纳式试剂比色法测定。过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定；脲酶活性采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定；蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定。

上述试验结果的数据均采用Microsoft Excel 2003和SPSS进行数据处理；图形利用Excel软件绘制。

2 结果与分析

2.1 不同种植年限对菜地土壤微生物数量的影响

从表3可以看出，不同种植年限的菜地土壤中细菌、真菌和放线菌的数量存在较大差异。不同种植年限下，无论是在表层（0～20 cm）还是在亚表层（20～40 cm）的土壤中，微生物三大类菌的种群数量分布趋势细菌数量最多，其次为真菌，放线菌数量最少。这是因为土壤微生物对施肥方式的敏感性不一样造成的。随着施用化肥年限的增加，真菌数量有较大的变化，最高可达11.26×105个/g，最低仅2.68×105个/g。无论是在表层还是亚表层土壤中，放线菌的种群数量都比较少。在不同的施肥年限下，表层土壤中的放线菌数量的最高峰出现在种植10年的菜地土壤中，亚表层土壤中的放线菌数量的最高峰出现在种植5年的菜地土壤中。

从表3还可以看出，种植15年蔬菜的土壤中微生物种群数量不高。有研究表明，随着种植年限的增加， 土壤中盐分增加， 土壤酸化与养分失调造成对微生物的抑制作用[9]。表层和亚表层土壤中，三大微生物菌群数量除表层土壤细菌外，其余最高值都出现在种植5年或10年的菜地土壤中，可能原因在于种植5年和10年的土壤都是采用一年五季的种植制度，就会使用更多的肥料。由于施肥量的增加，引入了更多的营养物质，为微生物积累更多的养分，这样更有利于微生物的生存。黄玉霞等[10]的研究也表明，在一定范围内随着种植年限的增加， 土壤中的养分有所积累，使微生物有一个有利于繁殖的物质环境，土壤微生物三大类菌的种群数量呈上升趋势。

2.2 不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳、氮的影响

2.2.1 不同种植年限对菜地土壤微生物生物量碳的影响 土壤微生物生物量是土壤中的活性营养库， 调控着土壤养分的转化循环及有效性。土壤微生物生物量碳、氮含量与环境、施肥及作物生长有密切关系。由表4可知，对于SMBC来说，除了种植10年的菜地表层土壤中SMBC含量和亚表层土壤中的含量相差不大以外，种植1、5和15年的菜地表层土壤中SMBC含量是亚表层土壤中的16.8、4.2和1.6倍，这与徐阳春等[1]研究结果相似。可能原因在于植物残体及连年施入的有机肥主要积累在表土层中， 相应地可供微生物维持生命活动的能量充足，从而导致表层土壤中微生物生物量碳含量高。但总体来说，SMBC的含量都比较低，这是由于长期施用化肥，尤其是无机氮肥，虽然增加了植物根茬等的残留， 但由于土壤的碳、氮比（C/N）下降， 加速了土壤中原有有机碳分解， 导致土壤中积累的有机碳总量较少[10]。

2.2.2 不同种植年限对菜地土壤微生物生物量氮的影响 除了种植5年的菜地表层土壤SMBN含量比亚表层中的高了29.9%外，其余种植年限的表层土壤中SMBN含量都比亚表层中的高了48%以上。总的来说，在不同的种植年限下，表层土壤中的SMBN都高于亚表层土壤中的SMBN含量。可能原因在于表层土壤的透气性比亚表层的好，有利于微生物的活动，从而表层土壤中的SMBN含量也相应的高。巨晓棠等[11]对冬小麦生育期土壤微生物生物量氮的变化监测结果表明， 其含量在不同土层顺序为0～20 cm>20～40 cm>40～60 cm， 这主要是因为土壤表层有机质含量丰富， 微生物活动旺盛。对亚表层土壤而言，SMBN的含量随施肥年限的增加，最高峰出现在种植10年的土壤中，可能原因在于鸡粪肥的使用使得土壤中的C/N较高。仇少君等[12]对土壤微生物生物量氮及其在氮素循环中作用研究表明，C/N愈高对土壤微生物生物量氮影响持续时间愈长。

SMBN含量随施肥年限的变化趋势与SMBC有所不同，且SMBN在土壤中的含量一般高于SMBC含量。徐阳春等[1]研究发现化肥与秸秆、绿肥、猪粪等有机肥配合施用后， 促进了土壤微生物大量繁殖， 从而固持了一部分氮素。被微生物固持氮素中的一部分被矿化释放出来， 供作物吸收；另一部分就转化为稳定的有机氮， 最终使土壤氮素含量增加。此外还可能是菜地土壤中均使用了鸡粪肥，由于鸡粪肥具有固氮的功能而且C/N较高，所以施用的氮肥容易被固定，从而有利于土壤微生物生物量氮的形成。黄玉霞等[10]研究表明将C/N较高的有机物料与化学氮肥一同施入土壤， 肥料氮先固定到微生物体内， 被固定的无机氮肥避免了挥发、淋洗和反硝化的损失，对提高氮肥利用效率和保护环境具有积极的作用，这样就有更多的SMBN积累。

2.3 不同种植年限对菜地土壤酶活性的影响

土壤酶是来自于微生物、动植物活体或残体的一类生物活性物质， 它可以催化土壤中的生物化学反应，在土壤生态系统中起着关键作用。本试验根据具体情况主要测定了不同种植年限下土壤0～20 cm表层和20～40 cm亚表层中过氧化氢酶、脲酶以及蔗糖酶的含量。由表5可以看出，该采样地点的土壤中过氧化氢酶活性比较稳定，而蔗糖酶活性和脲酶活性在不同的种植年限以及不同的土层间浮动都比较大。

2.3.1 不同种植年限对菜地土壤过氧化氢酶活性的影响 过氧化氢酶不仅参与了生物的呼吸代谢活动，而且还可以解除在呼吸过程中产生的对活细胞有害的过氧化氢[4]。过氧化氢酶活性与好氧微生物数量、土壤肥力有密切的联系[13]。从表5可以看出，对表层土壤来说，除了种植10年的土壤中过氧化氢酶的活性较高（1.62 mL/g）外，其余种植年限的土壤中过氧化氢酶活性变化不大，维持在1.23～1.30 mL/g。对亚表层土壤来说，过氧化氢酶的活性较表层土壤中的稳定，在不同种植年限下的过氧化氢酶活性相差不大。表层土壤中的过氧化氢酶活性比亚表层的略强，但是并没有很大差异，可能是由于表层土壤的透气性比亚表层的好，这样有利于好氧微生物的增长， 因而表层土壤过氧化氢酶活性略强。总的来说，在0～20 cm和20～40 cm土层中，不同的种植年限对土壤中过氧化氢酶活性的影响并不大。这与贺婧等[14]研究结果相一致。

2.3.2 不同种植年限对菜地土壤脲酶活性的影响 脲酶对尿素的转化起到重要作用[15]。从表5可以看出，在表层土壤中，除了种植15年的土壤脲酶活性较强以外，其余表层土壤中的脲酶活性是随着种植年限的增加呈减弱的趋势，平均为0.66～1.06 mg/g。在亚表层土壤中，除了种植5年的土壤脲酶活性较弱以外，其余种植年限的脲酶活性为0.36～0.95 mg/g。在各种植年限下，表层土壤的脲酶活性多数比亚表层土壤的高的多，可能是由于表层土壤的透气性比亚表层的好，这样有利于好氧微生物的增长， 因而表层土壤脲酶活性明显增强。将同土层中的土壤脲酶活性平均值与施肥年限进行相关性分析，结果显示，表层土壤脲酶活性与施肥年限呈正相关，但是相关关系并不显著（r=0.562，P=0.439>0.05）；亚表层土壤脲酶活性与施肥年限也呈正相关，相关关系也不显著（r=0.440，P=0.956>0.05）。总的来说，土壤脲酶活性与施肥年限存在正相关关系，该结论与贺婧等[14]研究结果相一致。

2.3.3 不同种植年限对菜地土壤蔗糖酶活性的影响 蔗糖酶是土壤中的另一种酶，它能促进蔗糖水解生成葡萄糖和果糖， 对增加土壤易溶性营养有着重要的作用[16]。结果表明，表层土壤中蔗糖酶活性随着施肥年限的增加而变化，在种植10年的土壤中蔗糖酶活性出现最高峰值，为3.27 mg/g。将表层土壤中的蔗糖酶活性与不同种植年限进行相关性分析，表明表层土壤蔗糖酶活性与种植年限呈负相关关系，但是相关关系并不显著（r=-0.314，P=0.686>0.05）。在种植1～10年的亚表层土壤中，蔗糖酶活性为0.91～3.40 mg/g，种植15年的亚表层土壤中的蔗糖酶活性最低。将亚表层土壤中的蔗糖酶活性与不同种植年限进行相关性分析，表明亚表层土壤蔗糖酶活性与种植年限呈负相关，但是相关关系并不显著（r=-0.528，P=0.472>0.05）。黄玉霞等[10]研究表明，随着土壤剖面深度的增加， 蔗糖酶的活性降低。但是本试验结果显示，土壤表层和亚表层的蔗糖酶活性浮动比较大，可能原因在于农户采用的施肥方式与栽培管理措施不同。

3 小结与讨论

袁玲等[8]研究结果表明，施肥必然会影响土壤环境， 影响植物根系、土壤微生物、土壤动物，从而影响到来源于这三者的土壤酶的活性以及土壤微生物生物量。由于土壤酶、微生物以及微生物生物量碳、氮的敏感性， 以及现代农业可持续发展的需求，土壤每年必须投入大量的肥料特别是化肥来提高农作物的产量，因此随着土壤被用于农业的时间增加，肥料的使用量也会随之增加。所以不同种植年限必然会对土壤酶、微生物以及微生物生物量产生一定的影响[14]。本试验研究表明：

1）长期施肥对土壤中三大微生物类群是有一定影响的，不同种植年限下，表层（0～20 cm）和亚表层（20～40 cm）的土壤中，细菌数量最多，其次为真菌，放线菌数量最少，其中种植了15年的菜地土壤中的微生物种群数量最少，这与黄玉霞等[10]的研究结果是大体一致的。

2）长期施肥会改变土壤理化性质，由于土壤微生物生物量对土壤环境的变化十分敏感，因此随着施肥年限的改变，土壤微生物生物量也会随之而改变。对于土壤微生物生物量碳来说，0～20 cm土壤中的SMBC随着种植年限的增加逐渐递减；对于土壤微生物生物量氮来说，0～20 cm的SMBN随着种植年限的增加其含量比较稳定。同时，长期施肥对不同土层间微生物生物量碳的影响要比微生物生物量氮的影响大些。

3）土壤酶活性具有一定的敏感性，长期施肥也必然会引起土壤酶活性的变化，因为施肥引入营养物质，改善了土壤中微生物的活性和分布，从而改变了土壤酶活性。随着施肥年限的增加，土壤中过氧化氢酶活性比较稳定，而蔗糖酶活性和脲酶活性在不同的施肥年限以及不同的土层间浮动都比较大。一般情况下，随着土层深度的加深，过氧化氢酶、蔗糖酶以及脲酶的活性相对减弱，这是因为表层土壤透气性较好，有利于好氧微生物的代谢活动，而且农户不同的耕作方式对土壤中酶活性的影响也较大。

参考文献：

[1] 徐阳春，沈其荣，冉 炜.长期免耕与施用有机肥对土壤微生物生物量碳、氮、磷的影响[J].土壤学报，2002，39（1）：89-96.

[2] 王晓凌，陈明灿，张 雷.不同耕作方式对土壤微生物量和土壤酶活性的影响[J].安徽农学通报，2007，13（12）：28-30.

[3] 宇万太，姜子绍，柳 敏，等. 不同土地利用方式对土壤微生物生物量碳的影响[J].土壤通报，2008，39（2）：283-286.

[4] 邱现奎，董元杰，万勇善，等.不同施肥处理对土壤养分含量及土壤酶活性的影响[J].土壤，2010，42（2）：249-255.

[5] 马宁宁，李天来，武春成，等.长期施肥对设施菜田土壤酶活性及土壤理化性状的影响[J].应用生态学报，2010，21（7）：1766-1771.

[6] 王志明，朱培立，黄东迈，等.水旱轮作条件下土壤有机碳的分解及土壤微生物量碳的周转特征[J].江苏农业学报，2003，19（1）：33-36.

[7] 刘恩科，梅旭荣，赵秉强，等.长期不同施肥制度对土壤微生物生物量碳、氮、磷的影响[J].中国农业大学学报，2009，14（3）：63-68.

[8] 袁 玲，杨邦俊.长期施肥对土壤酶活性和氮磷养分的影响[J].植物营养与肥料学报，1997，3（4）：300-306.

[9] 张乃明，董 艳.施肥与设施栽培措施对土壤微生物区系的影响[J].生态环境，2004，13（1）：61-62.

[10] 黄玉霞，李俊华，褚贵新，等.施肥对菜地土壤微生物和土壤酶活性的影响[J].石河子大学学报（自然科学版），2007，25（5）：552-557.

[11] 巨晓棠，刘学军，张福锁.冬小麦生长期土壤固定态铵与微生物氮的动态研究[J].中国生态农业学报，2004，12（1）：90-91.

[12] 仇少君，彭佩钦， 刘 强，等.土壤微生物生物量氮及其在氮素循环中作用[J].生态学杂志，2006，25（4）：443-448.

[13] 樊 军，郝明德.黄土高原旱地轮作与施肥长期定位试验研究Ⅳ.长期轮作与施肥对土壤酶活性的影响[J].植物营养与肥料学报，2003，9（1）：9-13.

[14] 贺 婧，米文宝，马亚宁，等.不同耕作年限设施蔬菜土壤酶活性变化研究[J].农业科学研究，2011，32（4）：18-20.

篇5

[关键词] 黄连；土壤；微生物；酶

黄连Coptis chinensis Franch属毛茛科多年生草本植物，具有清热燥湿，泻火解毒之功效，广泛用于肠道感染，对肺结核、猩红热、急性扁桃腺炎和呼吸道感染等也有一定疗效，是传统的大宗道地中药材[1-2]。在黄连种植过程中，通过茎叶淋溶，根系分泌和植物残体腐解等多种途径向土壤中释放小檗碱（berberine）、黄连碱（coptisine）、巴马汀（palmatine）、药根碱（jatrorrhizine）、甲基黄连碱（worenine）和表小檗碱（epiberberine）、小檗红碱（berberrubine）等化感物质[3]。其中，以小檗碱的分泌量最高，可达总分泌物的80%以上[4]。种植黄连后的土壤必须间隔2～3年才能再次种植，连作障碍极其严重。

相对于棉花-小麦-棉花轮作，棉花连作使土壤微生物种群数减少36.5%，种群结构改变，多样性指数显著降低[5]；在牧草地和种植芒果的土壤中，微生物碳氮量和标记性磷脂脂肪酸总量显著高于菜地，各磷脂脂肪酸的含量也因种植作物不同而异[6]；集约化农业生产降低土壤有机质，微生物种群减少，合理轮作能提供丰富多样的有机质，满足不同微生物的营养需要，微生物活性与种群数显著高于单一种植[7]；在黄花蒿种植过程中，所释放的青蒿素对土壤某些细菌产生抑制作用，土壤微生物的多样性降低，种群结构改变[8]；在种植丹参的根际土壤中，氨化细菌、固氮细菌、有机/无机磷细菌等显著减少，但亚硝化细菌、硝化细菌、反硝化细菌等微生物种群显著增加。因此可见，种植植物对土壤微生物产生深刻影响。

目前，关于黄连根系分泌物对土壤微生物影响的研究甚少，导致对其连作障碍的成因认识不足。此外，微生物是土壤酶的重要来源，其活性及种群对土壤酶产生潜在影响，而土壤酶催化土壤生物化学反应，如氧化还原、有机质降解、硝化与反硝化、腐殖质合成等，故微生物活性、种群与土壤功能密切相关[8]。作者利用不同浓度的黄连须根浸提液，通过培养试验研究了它们对土壤微生物及酶活性的影响，为揭示黄连连作障碍发生机制积累了资料。

1 材料与方法

1.1 供试样品 供试土壤为西南大学农场的中性紫色土，质地中壤、pH 6.68、有机质20.03 g・kg-1、全氮3.32 g・kg-1、有效磷16.43 mg・kg-1、速效钾119.8 mg・kg-1。采集0～20 cm耕作层，拣去杂物，风干，过1 mm 筛，取250 g土壤于500 mL塑料杯中备用。

供试黄连须根（fibrous root extracts of Coptis chinensis，REC）购自重庆市石柱县黄连有限公司，小檗碱50.20 mg・g-1，（80±1） ℃烘干，粉碎过2 mm筛。准确称取20.00 g，加1 L蒸馏水37 ℃浸泡72 h后抽滤，滤液用去离子水定容至1 L备用。

1.2 试验设计 考虑到1 g・L-1黄连根茎浸提液可抑制幼苗生长[4]，试验分别在供试土壤中加入0，6.25，9.375，12.5，25 mL黄连须根浸提液，即土壤中的黄连须根浸提液质量分数为0，500，750，1 000，2 000 mg・kg-1，相当于小檗碱质量分数为0，25，37.5，50，100 mg・kg-1，混合均匀。然后，加水至土壤最大田间持水量（24.29%）的（70±2）%，（25±1） ℃培养10 d。

1.3 测定项目 利用稀释平板分离计数法测定土壤中的细菌（牛肉膏蛋白胨培养基）、真菌（马丁氏培养基）、放线菌（高氏一号培养基），自生固氮菌（Ashby无氮培养基）、磷细菌（磷酸钙+植酸培养基）、钾细菌（铝土矿培养基）、氨化细菌（蛋白胨琼脂培养基）和硝化细菌数量（改良Stephenson培养基B）[9-11]，并通过形态和生理生化反应等对自生固氮菌、磷细菌、钾细菌、氨化细菌和硝化细菌数进行鉴定确认，包括革兰氏和芽孢染色、好氧性测定，氧化酶、过氧化氢酶、MR和VP反应，葡萄糖氧化、甘露醇和乳糖发酵，脲素、淀粉和明胶分解，以及 H2S 和吲哚产生、柠檬酸盐、铵盐、硝酸盐、磷酸盐利用等[12]。

土壤微生物生物量采用氯仿熏蒸，0.5 mol・L-1 K2SO4 提取，提取液中的微生物碳和氮分别用K2Cr2O7氧化法和凯氏定氮法测定[13]。微生物磷脂脂肪酸（phosphor lipid fatty acids，简称PLFAs）的命名、提取和分析参照Frostegard和Kourtev方法[12]。将从土壤中提取并干燥的PLFAs溶解于正己烷中， 利用气相色谱（Hewlett-Packard 6890）测定， 载气为氦气， 补偿气体为氮气，助燃气体为空气， 流量分别为20～30，30，300 mL・min-1， 初始温度为70 ℃，保持1 min后，以20 ℃・min-1增加到150 ℃，再以5 ℃・min-1升至250 ℃，最后以10 ℃・min-1升至300 ℃。每个样品运行总时间31～32 min。依次采用3，5-二硝基水杨酸比色法、NH4+释放量和TTC比色法测定土壤转化酶、脲酶和脱氢酶活性[14]。

1.4 数据处理 用土壤PLFAs含量计算土壤微生物的种群特征值，包括多样性指数、均匀度指数和优势度指数等。Shannom-Wiener多样性指数H的计算公式为H =-∑Piln Pi，其中Pi= Ni/N， Ni为i PLFAs含量，N类微生物的PLFAs总量；Pielou均匀度指数J的计算公式为J =-∑PilnPi/lnS，S为PLFAs总含量；Simpson优势度指数D的计算公式为D = 1-∑Pi2 [15]。

用Excel 2003对试验数据进行基本计算，SPSS 19.0进行统计分析，显著水平设置为P

2 结果与分析

2.1 土壤细菌、真菌、放线菌数量 随着REC浓度的上升，土壤中的细菌、放线菌数量逐渐降低，而真菌则逐渐增加。当REC达到2 000 mg・kg-1时，细菌数量约比对照减少62.07%，放线菌数量约比对照减少65.90%，真菌数量却增加了约390.91%（表1）。

2.2 土壤磷细菌、钾细菌、自生固氮菌、氨化细菌和硝化细菌数量 土壤中加入REC后，随着浓度上升，土壤中的磷细菌、钾细菌、自生固氮菌、氨化细菌和硝化细菌的数量逐渐降低。在REC质量分数达到2 000 mg・kg-1时，它们的数量降低了62.50%～93.65%（表2）。

2.3 土壤微生物量碳、氮 土壤微生物量碳、氮的变化趋势同土壤微生物数量，即随着REC浓度提高，土壤微生物量碳、氮降低。当REC质量分数达到2 000 mg・kg-1时，土壤微生物碳减少了57.48%；土壤微生物氮减少了71.63%。其中，微生物氮的降幅显著大于微生物量碳，故微生物量碳氮比随REC浓度提高而降低（图1）。

2.4 微生物磷脂脂肪酸（PLFAs） 在REC 0，1 000，2 000 mg・kg-1的土壤中，分别检测出25，22，18种标记性PLFAs，包括代表细菌的11～19碳PLFAs，代表放线菌的10 Me 17：0和10 Me18：0，代表真菌的18：1ω9c，18：2 ω6，9，18：1ω9t，以及代表线虫的20：0（表3）。

从PLFAs总量看，对照最高，REC 1 000 mg kg-1土壤次之，2 000 mg・kg-1土壤最低，分别为1 260.3，1 091.6，971.4 μg・kg-1。在加入REC的土壤中，代表G+细菌的PLFAs降低了69.76%～82.61%，代表G-细菌的PLFAs降低了28.83%～51.86%，代表细菌的PLFAs总量降低了24.33～44.69%，代表线虫的PLFAs降低了38.22%～77.83%，代表真菌的PLFAs提高了25.91%～40.24%。

此外，REC处理土壤显著降低i-15：0，α-15：0，i-16：0，i-17：0，2-OH 10：0，2-OH 12：0，3-OH 12：0，Cy17：0，Cy19：0，11：0，14：0，15：0，20：0等PLFAs含量，但显著提高2-OH 14：0；13：0；18：2ω6，9；18：1ω9c；18：1ω9t等PLFAs含量，其余PLFAs变化不显著。在不同浓度REC处理的土壤中，真菌与细菌PLFAs的比值依次为0.355（REC 0 mg・kg-1），0.606（REC 1 000 mg・kg-1），0.900（REC 2 000 mg・kg-1），即真菌/细菌随REC浓度提高而增加。

2.5 微生物群落特征 利用PLFAs计算获得的植烟土壤微生物种群特征值，其中，多样性指数和均匀度指数对照最高，随着REC浓度加高，多样性指数和均匀度指数降低。但是优势度指数无显著变化（表4）。

2.6 土壤酶活性 REC对土壤酶活性的影响表现出多样性。随REC浓度增加，转化酶活性提高，当REC达到2 000 mg・L-1时，其活性比对照提高了21.07%；脲酶活性降低，当REC达到2 000 mg・L-1时，其活性比对照降低了26.47%；高低浓度的REC对脱氢酶活性无显著影响，变化在1.71～1.74 μg・g-1・d-1（图2）。

3 讨论

黄连属于多年生草本植物，从播种到收获一般需要3～5年，根茎入药，须根生长旺盛。在长期的生长过程中，根系分泌和须根死亡使大量的内含物进入土壤，可能对土壤理化和生物学性质产生持续深刻的影响。

众所周知，多样性指数表示生物群落中的物种多寡，数值愈大表示群落中的物种越丰富；优势度指数越大，生物群落内物种分异度越高[16]。一般而言，在稳定良好的生态环境中，生物种群丰富，多样性指数和均匀度指数较高，优势种群较多，分异度降低；反之亦然[17-18] 。在加入REC的土壤中，微生物多样性指数和均匀度指数降低，说明土壤环境不佳，不适合微生物的繁殖生长，种群减少，密度降低。因此，从微生物生态学的角度看，加入REC恶化了土壤生态环境。

在加入REC的土壤中，微生物碳氮量显著降低，说明土壤微生物生长繁殖总体上受到抑制。其中，细菌数量降低62.07%（培养计数），PLFAs从25种减少至18种，说明REC抑制土壤细菌生长繁殖，使细菌数量降低，种群减少。医学研究也表明，黄连中的有效成分――小檗碱的抗菌谱较广，对多种革兰阳性及阴性菌均具抑菌作用，包括大肠杆菌、金黄色葡萄球菌、苏云金杆菌、幽门螺旋杆菌、滕黄微球菌、溶血性链球菌、霍乱弧菌、脑膜炎球菌、志贺痢疾杆菌、伤寒杆菌、白喉杆菌等有较强的抑制作用，低浓度时抑菌，高浓度时杀菌 [19]。结构分析发现，小檗碱立体结构与四环素类和喹诺酮类结构叠合较好，提示小檗碱可能通过抑制细菌白体30S亚基或DNA回旋酶A产生抑菌作用。其中，小檗碱的季铵结构是抗菌活性所必须的结构，C2C3位的亚甲二氧基能增强抗菌活性[20]。但是，在加入REC的土壤中，真菌数量（培养计数）、生物量（以PLFAs计）显著提高，但细菌/真菌显著降低，说明在土壤细菌生长繁殖受到抑制的情况下，打破了微生物群落之间的生态平衡，真菌可能获得了生态优势而大量繁殖生长，改变了土壤微生物群落的种群结构。值得注意的是，在土壤真菌中，植物的病原真菌比例显著高于细菌和放线菌，REC提高土壤真菌数量可能增加病原菌相对量，可能是黄连后续作物大量发生真菌病害原因之一[21]。

磷钾细菌、自生固氮菌、氨化细菌和硝化细菌参与土壤磷钾活化和氮素转化，与土壤氮、磷、钾“三要素”的生物有效性密切相关[22]。试验表明，REC显著降低这些有益微生物的数量，故不利于固（供）氮、溶磷、解钾。此外，多数自生固氮菌、磷细菌和钾细菌属于根际促生细菌，能分泌生长活性物质，如生长素、细胞分裂素、玉米素等，促进植物生长[22]。因此，REC抑制这些有益微生物的生长繁殖不仅直接减少土壤养分供应，而且间接影响植物生长发育。土壤微生物是土壤酶的主要来源，催化土壤中的各种生物化学反应[23]。其中，脱氢酶参与土壤中的氧化还原反应，可总体上指示微生物活性[24]；转化酶参与蔗糖水解，关系到土壤有机质降解[25]；脲酶与土壤氮素的生物有效性密切相关[25]。在加入REC的土壤中，脱氢酶活性无显著变化，转化酶活性提高，脲酶活性降低，说明REC对土壤酶活性的影响表现出多样性。据报道，植物根系分泌物可改变土壤硝酸还原酶、吲哚乙酸氧化酶、多酚氧化酶等多种酶的活性，影响相关生物化学反应[4]。微生物种群不同，所分泌的土壤酶也不一样[26]。因此，土壤酶活性表现出多样性变化实际上反应了微生物不同种群对REC的敏感性不一样。REC对土壤酶活性产生的不同影响可能妨碍土壤生物化学反应的有序，使土壤中的物质能量转化处于混乱状态，造成土壤功能失调。

总之，REC显著降低土壤细菌数量、生物量和种群，包括磷钾细菌、自生固氮菌、氨化细菌和硝化细菌等多种有益微生物，但提高真菌数量；微生物群落多样性指数和均匀度指数降低，土壤生态环境恶化；REC对土壤酶活性的影响表现出多样性，可能破坏土壤生物化学反应的有序，造成土壤功能失调。

[参考文献]

[1] 陈桂芳， 冉成. 黄连种植对生态环境影响的初步研究[J]. 云南地理环境研究， 2003， 15（4）： 61.

[2] 杨艳娟， 谢世清， 杨生超， 等. 云南黄连的研究进展[J]. 安徽农业科学， 2011， 39（23）： 14037.

[3] 李雪改， 杨立国， 陈丽霞， 等. 黄连水提液化学成分的分离与鉴定[J]. 沈阳药科大学学报， 2012， 29（3）： 193.

[4] 李倩， 袁玲， 黄建国. 黄连须根浸提液对两种豆科植物的化感效应[J]. 中国中药杂志， 2013， 38（6）： 806.

[5] 顾美英， 徐万里， 茆军， 等. 新疆绿洲农田不同连作年限棉花根际土壤微生物群落多样性[J]. 生态学报， 2012， 32（10）： 3031.

[6] 龙亚芹， 王万东， 王美存， 等. 云南小规模芒果种植模式和病虫害防治调查[J]. 江西农业学报， 2010， 22（11）： 100.

[7] 吴洪生， 周晓冬， 闫霜， 等. 拮抗菌与有机肥配合防治黄瓜连作障碍及提高黄瓜品质研究[J]. 西南农业学报， 2013， 26（4）： 1604.

[8] 刘飞， 伍晓莉， 崔广林，等. 青蒿根际微生物数量动态及其与青蒿素含量的关系研究[J]. 时珍国医国药， 2010， 21（1）： 37.

[9] 徐晶， 陈婉华， 孙瑞莲， 等. 不同施肥对湖南红壤中微生物数量及酶活性的影响[J]. 土壤肥料， 2003， 17（5）：8.

[10] 中国科学院南京土壤研究所微生物室. 土壤微生物研究法[M]. 北京： 科学出版社， 1985.

[11] Ma Y H， Wei M， Wang X F. Variation of micro flora and enzyme activity in continuous cropping cucumber soil in solar green house[J]. Chin J Appl Chem， 2004，15（6）： 1005.

[12] 颜慧， 蔡祖聪， 钟文辉. 磷脂脂肪酸分析方法及其在土壤微生物多样性研究中的应用[J]. 土壤学报， 2006， 43（5）： 851.

[13] 薛菁芳， 高艳梅， 汪景宽. 长期施肥与地膜覆盖对土壤微生物量碳氮的影响[J]. 中国土壤与肥料学报， 2007（3）： 55.

[14] 关松荫. 土壤酶及其研究法[M]. 北京： 农业出版社， 1986.

[15] 陈尧， 郑华， 黄建国. 施用化肥和菜籽粕对烤烟根际微生物的影响[J]. 土壤学报， 2012， 49（1）： 208.

[16] 张恩平， 高巍， 张淑红， 等. 长期施肥条件下菜田土壤微生物特征变化[J]. 生态学杂志， 2009， 28（7）： 1288.

[17] 卜洪震， 王丽宏， 尤金成， 等. 长期施肥管理对红壤稻田土壤微生物碳和微生物多样性的影响[J]. 中国农业科学， 2010， 43 （16）： 3340.

[18] 鲁红艳， 杨曾平， 郑圣先， 等. 长期施用化肥、猪粪和稻草对红壤土化学和生物化学性质的影响[J]. 应用生态学报， 2010， 21（4）： 921.

[19] 郑洪艳. 原小檗碱类生物碱作用差异的机理研究[D]. 天津：天津医科大学，2004.

[20] 吴静， 王克霞， 李朝品， 等. 黄连与盐酸小檗碱对幽门螺旋杆菌的体外抗菌活性[J]. 中药药理与临床， 2006， 22（2）： 37.

[21] 范文艳， 陈瑾， 姜述君， 等. 复合生防菌群对连作大豆根际土壤可培养微生物区系的影响[J]. 中国油料作物学报， 2012， 34（3）： 286.

[22] 赵晨曦， 刘前刚， 张志元. 磷钾细菌解磷解钾能力的研究[J]. 湖南农业大学学报：自然科学版， 2004， 30 （6）： 519.

[23] 罗来超， 吕静霞， 魏鑫， 等. 氮肥形态对小麦不同生育期土壤酶活性的影响[J]. 干旱地区农业研究， 2013， 31（6）： 99.

[24] 郭明， 陈， 王春蕾. 4种农药对土壤脱氢酶活性的影响[J]. 环境化学， 2000， 19（6）： 523.

[25] 张敏， 石国雄， 黄建国. 菜籽饼粕对土壤有机质和土壤酶活性的影响[J]. 广西农业科学， 2009， 40（1）： 56.

[26] 严君， 韩晓增， 王树起， 等. 不同形态氮素对种植大豆土壤微生物数量及酶活性的影响[J]. 植物营养与肥料学报， 2010， 16（2）： 342.

Effect of fibrous root extract of Coptis chinensis on soil

microbes and enzyme activities

LI Yang-bo， HE Lin-wei ， ZHANG Wei， WU Ye-kuan， YUAN Ling， HUANG Jian-guo*

（College of Natural Resources and Environment， Southwest University， Chongqing 400716， China）

[Abstract] Coptis chinensis is widely used as Chinese medicine herbs and serious soil problems occur after continual cultivation of this medicinal plant. In the preset experiment， fibrous root extract of C. chinensis （REC） was added into soil to study the effect of REC on microbes and enzyme activity in soil. The results showed that both bacteria and actinomycetes decreased by about 2 times in contrast to fungi，which increased by about 3 folds. Phosphorus bacteria， potassium bacteria， azotobacter， ammonia bacteria， and nitrifying bacteria were also reduced significantly by REC， suggesting the inhibition of nitrogen biofixation and supply， mobilization of phosphorus and potassium， ad plant growth promotion as REC added into soil. There were multiple influences of REC on soil enzyme activities. Invertase activity was stimulated， while urease was inhibited and dehydrogenase unchanged by REC， indicating the interference of biochemical reactions in soil. In addition， type and total content of phosphorus lipid fatty acids （PLFAs）， the signature of microbes， decreased while the ratio of bacterium to fungus PLFAs increased as REC increased in soil， which suggested that fungi increased relatively with bacteria decreased thereby leading to easy occurrence of crop fungus diseases following cultivation of C. chinensis. The decrease in diversity and evenness indexes of microbial community in soil by REC indicated soil ecosystem deterioration and reduction of microbial groups and densities in soil. Therefore， allelopathic chemicals released from the roots of C. chinensis could change microbial community structure and resulted in serious soil problems by continual cropping of this medicinal plant.

篇6

关键词：绿肥；土壤；微生物；土壤酶

绿肥在我国种植历史悠久、栽培面积大、分布范围广，是土壤养分的重要来源之一。近代，随着化肥的大面积应用，绿肥面积不断减少。但随着化肥的长期使用，土壤板结、地力衰退、化肥污染等问题日益严重，绿肥作为一种全能生物有机肥源，再次受到人们的普遍关注。目前，针对绿肥的研究主要集中于绿肥品种的筛选、绿肥对土壤肥力影响、绿肥的增产作用等方面，而针对绿肥对土壤生物学活性效应的研究仍有待深入。本研究综述目前国内外研究情况，深入分析绿肥对土壤生物学活性的影响，旨在为绿肥作用机理的研究提供理论支持。

1 绿肥的概念及作用

近年，根据绿肥的特征与使用方式，人们对绿肥的概念作出新的解释，即：一些作物，可以利用其生长过程中所生产的全部或部分鲜体，直接或间接翻压到土壤中做肥料；或是通过它们与土作物的间套轮作，起到促进主作物生长、改善土壤性状等作用。这些作物称之为绿肥作物，其鲜体称之为绿肥。

作为一种优质有机肥料，绿肥具有多种作用，综合而言主要包括以下几方面：增加土壤中的养分；改善土壤理化性状；加快土壤腐解作用，增加土壤有机质含量；防止土壤养分流失及风沙侵蚀；防止植物病害的产生。绿肥的作用是多方面的，但其起作用的主要媒介为土壤，而土壤的生物活性作为土壤性质的重要判断指标之一，在绿肥的作用下发生着一系列的变化。

2 绿肥对土壤微生物的效应

土壤微生物参与并推动着土壤的一系列生理生化反应，在土壤物质发生相应变化前，微生物群落已经对于土壤环境的改变产生了可靠而直接的响应，良好、稳定的微生物群落结构是土壤肥力重要指标之一。绿肥的施加可以改变土壤中微生物群落的组成、数量与活性等。

2.1 绿肥对土壤微生物群落的效应

土壤微生物群落的组成在很大程度上决定了土壤有机质的周转及土壤肥力和质量，是土壤肥力的重要指标之一。有研究表明绿肥翻压可以引起微生物群落结构的改变，增加土壤细菌多样性。绿肥翻压后，与空白对照相比，土壤中细菌、真菌、放线菌三大类群微生物的总量均有大幅度的增加。土壤微生物量碳（MBC）与微生物量氮（MBN）的比值可以用来表征土壤微生物的群落结构与状态。贾举杰等（2007）研究认为在弃耕地中种植豆科植物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺），可以影响土壤的MBC/MBN，其中以种植紫花苜蓿的比值最高，并且土壤微生物群落中以真菌占优势。研究表明，在种植烟草的土壤中施加秸秆后，土壤真菌、细菌、霉菌等有害微生物的数量显著降低，同时放线菌、磷细菌、钾细菌等有益微生物的数量提高。林斯等（2013）研究发现，套种豆科绿肥可以提高土壤微生物丰富度和基因多样性，进而提高土壤生态系统的生产力。

2.2 绿肥对土壤微生物活性的效应

土壤微生物的活性反映整个土壤微生物群落或其中一些特殊种群的状态。微生物呼吸强度可看作是衡量土壤微生物总的活性指标，它可以反映整个微生物群落（包括休眠状态和活性状态）的活性，研究表明绿肥在土壤中腐解的过程可以促进土壤微生物的呼吸作用，增强微生物活性。在烟草田进行绿肥间作试验，次年掩青，发现绿肥作用后土壤微生物活性增强，其中以紫花苜蓿对土壤微生物活性的促进作用最强。陈欣等（2003）研究表明，保留果园生草可以使土壤解磷微生物的活性高于清耕除草果园。秦燕燕等（2009）利用氯仿熏蒸法和BIOLOG检测法，研究了豆科作物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺）对土壤微生物的影响，结果表明添加豆科作物后，土壤微生物的碳源利用能力和多样性指数显著提高，微生物活性增强。

2.3 绿肥对土壤微生物生物量的效应

土壤微生物量是土壤有机质的活性部分，是表征土壤有机质变化的指标，参与土壤养分的供应和转化，反映土壤的同化及矿化能力。微生物量的分布与土壤养分含量关系密切，微生物量可以更好的反映土壤中微生物的实际含量与作用潜力。研究表明，与冬季休闲处理相比，长期冬种绿肥（油菜、紫云英、黑麦草）翻压处理的红壤性水稻土中，微生物生物量碳、微生物生物量氮含量都有所提高，以长期冬种紫云英翻压处理效果最明显。岳泰新等（2009）通过葡萄园行间生草实验发现与清耕（对照）相比，紫花苜蓿和白三叶处理显著提高了土壤微生物碳和土壤微生物氮的含量。贾举杰等（2007）在多年弃耕地中种植豆科植物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺），结果发现引入豆科植物可以显著提高土壤中微生物量碳、微生物量氮和微生物商，进而提高土壤肥力，加速演替进程。

3 绿肥对土壤酶的效应

土壤酶是土壤植物、动物、微生物活动的产物，是促进土壤新陈代谢的催化剂，其活性是反映土壤生物学和生物化学变化的重要指标。由于土壤酶主要来源于活的微生物，因此其对土壤环境变化的反应十分敏感，能够更好的反映土壤环境的变化。种植及翻埋绿肥，导致根系胞外分泌物进入土壤，直接增加了相关土壤酶，而且绿肥翻埋后为微生物提供能源与养分，因此来源于微生物的土壤酶相应增多。一般C/N比小，木质素含量低的绿肥更有利于激发土壤的生物活性。

3.1 绿肥对土壤水解酶的效应

土壤水解酶是催化土壤中各种底物发生水解反应的酶类，可以催化各种有机化合物的水解和裂解反应，与土壤中多种营养元素的转化和循环密切相关。水解酶通过裂解有机化合物中糖苷键、脂键、肽键、酸酐键以及其他键， 直接参与土壤中有机物的转化。土壤脲酶、磷酸酶、转化酶等的活性，可以作为土壤管理效果与土壤质量的重要指标。有研究发现，Bt玉米秸秆分解比常规品种玉米秸秆分解在15、45、60和75天时，土壤蔗糖转化酶活性显著提高。杨曾平等（2011）研究发现，长期冬种绿肥翻压处理能明显提高土壤脲酶、转化酶的活性，其中尤以C/N比值适中的紫云英效果显著，这可能是由于外源加入了酶促基质，进而提高了酶活性。张Br等（2012）研究发现，种植和翻压紫云英能够提高土壤磷酸酶活性，说明在缺乏磷素的情况下，绿肥所含的有机磷促进了土壤磷酸酶活性的提高。

3.2 绿肥对土壤氧化还原酶的效应

氧化还原酶是一类能够催化氧离子的转移与电子传递，催化土壤中氧化还原反应的酶类。土壤中的氧化还原酶在腐殖质的形成过程中起到非常重要的作用；氧化还原酶对营养物质的转化以及矿质营养元素的循环有重要意义；有些氧化还原酶可以作为土壤肥力以及土壤微生物代谢活性的指标等。氧化还原酶所催化的各种反应大多数与能量的转移反应相关，因此其在生物体内起着不可替代的作用。脱氢酶活性被认为是指示微生物活性的最好指标之一，因为脱氢酶只存在于生活细胞体内，能很好地估量土壤中微生物的氧化能力。有试验结果表明，樱桃番茄套种三叶草可以显著提高脱氢酶活性，在三叶草生长旺盛期脱氢酶活性开始迅速上升，较对照增强70.85%～114%。李正等（2011）研究认为，翻压绿肥能显著提高土壤过氧化氢酶的活性，提高幅度达41.38%～71.43%。

4 绿肥应用中存在的问题与展望

我国种植绿肥历史悠久、范围广泛，种植面积最大时达到耕地面积的10%左右，但目前种植面积仅为200万公顷左右。目前生产中种植绿肥均处于盲目阶段，没有根据上下茬口进行专业性选择；绿肥的施用量、施用时期等也较随意，没有充分发挥其增肥增产优势。科研中，对于绿肥的研究也多集中于其对作物增产的效果、对土壤肥力的影响等方面，而且研究并不够深入、系统。如何深入分析绿肥的效应，合理利用绿肥达到最佳效益，可以从以下几方面做起。

4.1 运用分子生物学手段进行绿肥资源调查及育种工作

利用分子生物学手段，系统开展不同绿肥品种的生物学特性鉴定、品种资源鉴定等；构建不同绿肥品种的指纹图谱，开展分子鉴定、评价与利用研究；根据不同绿肥品种作用模式，利用分子生物学方法进行特定基因定位与克隆，培育高效能转基因品种。

4.2 综合、系统分析绿肥效应

从土壤理化性质、土壤营养元素、土壤有机质、土壤生物学特性等方面综合分析绿肥对土壤的作用方式，判断不同绿肥品种的作用机制，确定适宜的施用方式、施用时间和最佳下茬作物等。

4.3 根据生产需要选择适宜绿肥品种及施用方式

根据不同绿肥的作用方式，以及下茬作物在不同生长阶段对肥料的需求情况，选择适宜的绿肥品种。确立不同作物对应绿肥品种、施用方式、处理时间，形成栽培模式，以利于在生产中大面积推广。

4.4 不同绿肥品种的综合利用

篇7

【关键词】无公害农药；北五味子白粉病；土壤微生物

人类在开发和利用土地的同时，不可避免的直接或间接的影响土壤中酶的活性。当前，在农业生产实践中，农药的广泛使用，是影响土壤酶活性的最主要因子。在土壤环境中，土壤酶是参与土壤新陈代谢的主要物质，同生活着的微生物细胞一起推动着土壤中物质的转化，同时，在碳、氮、硫、磷等各类元素的物质循环中扮演者重要的作用。因此，农药进入土壤后，与土壤酶产生相互作用，使土壤生理生化性状发生改变，土壤环境会直接或间接地受到影响。农药对土壤微生物及酶活性的影响，已成为国际上对农药生态安全的一个重要的评价指标[1-2]。北五味子Schizandrachinensis是东北地区主要的药用植物，有关无公害农药防治北五味子白粉病对土壤微生物的影响的研究未见报道。该项研究通过利用6种无公害农药防治北五味子白粉病后，农药对土壤中土壤微生物的影响进行分析研究，以期为科学合理的应用无公害农药防治北五味子及其它食用药用植物病害防治提供参考依据。

1.材料与方法

1.1材料

1.1.1供试土样

实验所用土样均采于黑龙江省林副特产研究所（牡丹江市）药用植物种植基地的防治北五味子白粉病试验区。试验共设6个处理，每个处理重复3次。土壤样品的取样利用5点法，取0～25cm处耕层土壤，置室内风干，过筛 （筛孔直径1mm），除去植物根茎、枯枝落叶等，而后放入4℃冰箱贮存。

1.1.2供试药品及实验方法

（1）供试药品：木霉菌、三唑酮20%乳油、多抗霉素、天音12.5%乳油、井冈霉素和良美可湿性粉剂。实验方法：采用微生物用平板涂抹法、苯酚钠次氯酸钠显色法、甲簪（TPF）比色法、磷酸苯二钠比色法、3，5-二硝基水杨酸比色法和茚三酮比色法[3-6]。

1.2数据处理及统计方法

利用Excel和SPSS18.0对试验所得数据进行处理和分析，并进行单因素方差分析。

2.结果与分析

利用6种无公害农药防治北五味子白粉病后，土壤微生物数量及多样性在农药的影响下，土壤中细菌、真菌、放线菌以及微生物总数均有不同程度的降低。其中，土壤细菌数量变化最显著 （表4-1），研究结果表明，6种无公害农药处理对土壤中细菌的影响分别较真菌、放线菌的影响明显，分别高1.96～2.10、1.0～1.49倍；与对照相比，不同农药处理土壤中细菌数量与土壤微生物总数差异显著，不同农药处理后土壤中微生物多样性指数表现为上升。研究还发现，不同农药处理后，土壤中土壤微生物的组成及土壤微生物各种群数量发生了变化。

表4-1 6种无公害农药对土壤微生物数量的影响

注：表中同列不同小写字母表示在0.05水平差异显著。

3.结论与讨论

在6种无公害农药防治北五味子白粉病后，土壤中细菌、真菌和放线菌数量在微生物总数中所占比例都不同程度的发生了变化，同时，多样性指数也在不同程度上表现出降低现象，说明无公害农药在防治北五味子白粉病后，土壤微生物群落在结构和组成上发生了变化，为科学利用农药奠定了理论依据。土壤环境中微生物群落结构受土壤环境中多重因素的影响，其主要原因在于微生物之间存在的复杂的互作机制，我们并不能简单地归纳为农药作用发生了变化。本项研究中6种无公害农药防治北五味子白粉病后，均不同程度的抑制了微生物的生长，研究结果显示，6种无公害农药对土壤中微生物影响大小的顺序依次为：细菌>放线菌>真菌。土壤微生物是土壤环境中土壤生物的重要组成部分，是影响土壤性状及土壤肥力主要因素之一。在林业生产实践中，应遵从国家相关法律法规科学合理的选择和使用农药，最大程度的降低和减少农药对土壤环境的影响。 [科]

【参考文献】

[1]朱南文.乐果对微生物和酶的影响[J].上海环境科学[J].1997，16（4）：43-47.

[2]BABICHE.STOT G.Developing standard for environmental toxicants：the need to consider abiotic environmental factors and microbe mediated ecological pro-cesses[J].Environ Health Perspect，1983，49：345-353.

[3]劳家柽.土壤农化分析手册[M].北京：农业出版社，1988.

[4]马晓乾，范海娟，赵红盈等.光肩星天牛产卵分泌物对刻槽微生境的影响[J].中南林业科技大学学报，2012，32（5）：63-66.

篇8

    目前普遍认为转基因作物外源物质进入土壤的途径主要有2条:一是通过转基因作物遗留在田间的植株残体及花粉向土壤中释放,这是外源蛋白进入土壤的主要途径。二是通过转基因植物根系分泌物进入土壤。如秸秆还田的耕作方式为外源蛋白进入土壤提供了有利的条件[46-55]。Bt蛋白通过根的分泌作用而进入土壤,已经在很多转基因作物(如Bt抗虫棉,抗虫玉米等)的研究中有报道,并且其在土壤中的含量各不相同[5,7,47,56-57]。WANG等[58]通过3年的田间和水培实验,利用酶联免疫反应的方法,研究了两个转Bt水稻“明恢63”和“汕优63”中释放的Cry1Ab/1Ac蛋白在土壤中的积累和转移变化。研究发现在水稻生长期,种植转Bt基因水稻的稻田水中能检测到Cry1Ab/1Ac蛋白,而种植非Bt水稻稻田水中未检测到该蛋白,并且在转Bt水稻根际土壤中该蛋白的含量达到149ng/g,明显高于非Bt水稻根际土壤中基本水平。盆栽种植实验结果也证明了转Bt基因水稻能通过根系分泌物向土壤中导入杀虫晶体蛋白,而且不同生长期的含量不同[49,51-52,54,59]。另外,王洪兴等[60]在实验室条件下将转Bt基因水稻秸秆埋入土壤后发现在其降解过程中,Bt毒蛋白浓度在前两周迅速下降,随后降解速度变慢,17~53d期间Bt浓度基本维持在6728~6196ng/g的水平[61-62],说明了转基因外源物质可以通过植物残体进入土壤,而且其导入量明显大于根系分泌的导入量,这也验证了转基因作物植株残体向土壤中释放外源物,这是外源物进入土壤的主要途径。也有报道Cry1Ab蛋白在转Bt水稻整个生长过程中,会在根际土壤中积累[63]。

    2转基因水稻对土壤理化性质的影响特点

    土壤是植物生长发育的主要载体,土壤理化性质是评价土壤质量的重要指标[64]。土壤的理化性质一般分为土壤物理性质和土壤化学性质,土壤物理性质包括土壤pH值,含水率,电导率等;土壤化学性质则包括土壤中各元素的含量(其中最主要是N,P,K这三大养分)和土壤酶性质[65]。根际是植物与土壤最直接的相作区域,土壤中很多难溶的养分元素,可通过植物根系分泌物的作用转化为有效养分。当外源基因插入后,转基因植物根系分泌物的化学组分和含量极有可能发生变化[66],从而对土壤理化性质如团聚体的大小和分布、pH、阳离子交换量及吸附性能产生影响[50,52,54]。另外,转基因植物在农艺性状和化学成分等方面与亲本非转基因植物之间也会存在较大甚至显着差异[55,67-69],这些差异可能会使植物组织在土壤中的自然降解、土壤有机质含量等方面发生变化,从而影响土壤理化性质[50,52,54]。有研究表明,与非转基因亲本相比,克螟稻(转Bt水稻)根系分泌物中有机酸(主要为酒石酸)的含量显着降低[70],导致作物根系土壤pH值升高,进而影响对酸性pH值敏感的微生物调控过程(如硝化作用)的速率和土壤营养元素的释放[52,54]。此外,种植转Bt基因水稻后,土壤酶活性发生了显着变化,且变化幅度与土壤酶的类型以及转Bt基因水稻所处的生长发育的阶段有关[59];与非转基因对照组相比,转Bt基因水稻种植15d,土壤脲酶活性降低了247%,土壤酸性磷酸酶活性提高了891%,土壤芳基硫酸酯酶活性有所下降,而脱氢酶活性有所增加,但差异不显着[49,53,55,59,69]。吴伟祥等[71-74]相继报道了水淹条件下转Bt基因水稻(克螟稻)秸秆还田对土壤酶活性的影响,其研究结果表明,与同期的亲本水稻秸秆相比,孕穗期和成熟期克螟稻秸秆对磷酸酶活性的影响不大,但对脱氢酶活性的影响非常显着,并且存在差异;而在非水淹条件下,克螟稻秸秆还田对土壤蛋白酶、中性磷酸酶、脲酶活性和土壤呼吸强度虽然没有显着性影响,但在培养过程中前63d内土壤脱氢酶活性明显高于对照处理,之后两种秸秆处理间的土壤脱氢酶活性差异逐渐消失[49]。也有一些文献报道,转基因水稻对土壤理化性质没有明显影响。LIU等[75]报道,在整个生长过程中,转基因水稻植株对根际土壤酶活性和微生物组成没有影响。WEI等[76]利用DGGE法,通过分析了转Bt基因和非转基因水稻生长发育各时期的土样,结果表明,转基因水稻对土壤脱氢酶、蔗糖酶、多酚氧化酶、酸性磷酸酶、脲酶以及酵素均没有显着性影响。从以上的这些研究结果可以看出,转基因水稻对土壤理化性质的影响还没有确切性的结论,这也体现了转基因水稻对土壤理化性质影响的复杂性以及对这方面风险评价的必要性。

    3转基因水稻对土壤动物的影响特点

    土壤动物是土壤生态系统的重要成员,扮演着土壤物质循环、提高土壤肥力、改善土壤理化性质、维护土壤生物群落的角色,同时也在土壤质量评价、污染监测、污染土壤的生物修复等方面发挥着重要作用。然而,转基因作物向土壤中产生的外源物质(如Bt蛋白)很容易与土壤活性颗粒集合,在土壤中持续保留[77],并且Bt毒素能够从非靶标物种传递到更高营养级生物[78],因而可能对土壤动物产生毒害,进而影响土壤生态系统的稳定。吴刚[79]等以“华恢1号”为实验材料,研究了转Bt基因水稻对土壤跳虫、线虫和螨类种群数量的影响,结果表明,转Bt基因水稻可显着降低长角跳科长角跳属跳虫、中杆属线虫和尖棱甲螨科尖棱甲螨属螨类种群数量,能显着增加等节跳科原等属跳虫、钩唇属线虫种群数量,而对其他属的跳虫、线虫和螨类种群数量无显着影响。戚琳[80]等通过研究转基因水稻HH1,T2A1,T1C19对土壤微生物学性质及线虫数量群落组成和生态指标的影响,指出不同转Bt水稻品种对土壤线虫数量营养类群组成、植物寄生线虫成熟度指数均没有显着影响;而转Bt水稻T2A1和HH1结构指数SI均显着增加,这些结果表明,转Bt水稻对土壤生态系统结构和功能在短期内有显着影响。BAI等[81]进行了大田和实验室评价后,揭示转Bt水稻对弹尾目昆虫及其天敌没有负面影响。从目前的研究结果可以看出,转Bt水稻对土壤动物的影响可能存在选择性,不同类型的土壤动物所受影响各异。

    4转基因水稻对土壤微生物的影响特点

    土壤微生物是维持土壤生物功能的重要组成部分,参与有机质分解、腐殖质形成、养分转化和循环等多种土壤生化过程。微生物功能和群落结构的变化是土壤环境评价不可缺少的重要生物学指标[49]。ANGLE曾强调转基因作物风险评价的重点是土壤微生物,因为它们是检测土壤生物种群变化的最敏感指标[82-84]。当土壤中的生物体通过捕食、竞争或共生等相互影响,使敏感生物的快速反应达到一定程度后,会引起其他生物的连锁反应,从而影响整个土壤生态系统[69,82-83]。目前最常用于土壤微生物多样性和生态学的技术主要有:变性梯度凝胶电泳(denaturinggradientgelelectrophoresis,DGGE)[6,85]、扩增性核糖体DNA限制酶切片段分析(amplifiedribosomalDNArestrictionanalysis,ARDRA)[86]和末端限制性酶切片段长度多态性(terminalrestrictionfragmentlengthpolymorphism,TRFLP)[87]。这些技术和方法的采用,使得在土壤微生物多样性、微生物种群的结构和功能、土壤微生物与污染土壤的相互作用及影响等多领域的研究上得以突破,为评价转基因作物对土壤微生物的影响提供了有力的技术支撑。近年来,转基因水稻对土壤微生物的影响常见报道。陈晓雯等[88]通过PCRDGGE和Biolog技术分析了转Bt基因水稻对土壤微生物群落结构及功能的影响,结果表明,在水稻不同生育期,转Bt基因水稻与其对照对土壤细菌数量、土壤微生物遗传多样性及功能多样性的影响存在一定差异,但这种差异并不持久。GLANDORF等[89]研究发现,由于抗真菌和细菌蛋白会残留在根际土壤中,腐生型土壤细菌的数量会受到影响,导致转Bt基因作物在一定程度上改变土壤微生物的群落构成、微生物数量及其活性[49]。王洪兴等[60]研究了转Bt基因水稻秸秆降解对土壤真菌和细菌所产生的影响,结果表明转Bt基因水稻秸秆降解会显着增加这两种菌类,而会显着降低放线菌和反硝化细菌活性。此外,还有研究表明转Bt基因水稻秸秆对水田土壤反硝化细菌和产甲烷细菌种群的抑制作用显着,对厌氧发酵细菌种群具有明显的刺激作用,但对厌氧固氮细菌种群的刺激作用却低于显着水平[90]。转基因作物之所以会对特定微的土壤生物产生显着影响,可能是因为转基因植株的生理生化特性以及表达产物化学和生物学特性的改变而造成的[91-93]。有些研究表明,转基因水稻对土壤微生物没有影响或影响不显着。CHUN等[94]通过TRFLP的方法对原卟啉氧化酶抑制剂类除草剂转基因水稻(PPOtransgenicrice)有关细菌和真菌群体进行了评价,研究发现在转基因稻和非转基因稻间并未发现存在微生物群落组成和多样性指数差异,从而表明转基因作物对稻田土壤微生物群落没有负面影响。吕新等[95]研究表明外源抗真菌基因的导入对水稻根际土壤中真菌群落数量和群落结构均没有明显影响。也有报道虽然转Bt水稻对微生物没有负面影响,但是对土壤真菌群体的组成有显着差异,意味着转Bt水稻对非靶标微生物有潜在的影响[75,96-97]。

篇9

关键词食用菌渣;农田生态环境;循环利用;影响;评价指标

中图分类号x826文献标识码a文章编号 1007-5739(2010)22-0268-04

effectsandassessmentindexofrecyclinguseofediblefungusdregsonfarmlandecologicalenvironment

huang xiu-sheng 1weng bo-qi 1huang qin-lou 1lei jing-gui 2luo tao 3chen zhong-dian 1

(1 agriculture ecology research institute,fujian academy of agriculture science,fuzhou fujian 350013; 2 edible fungi institute,fujian academy of agricultural science; 3 soil and fertilizer institute,fujian academy of agriculture science)

abstractchina is the largest producer of edible fungi and has a large number of waste resources,but low utilization ratio of edible fungus dregs which polluted villages. so it is necessary to carry out the researches on recycling technology and reasonable development modes of edible fungi residue and establish and improve the farmland straw-edible fungi recycle production system to improve the productivity of farmland ecological system by returning residue to farmland and scientific application of organic-inorganic fertilizer,which is the effective way to realize officient resources utilization. this paper mainly discussed the cyclic utilization technology of edible fungus dregs and the main assessment indices of farmland ecological environment in order to explore the effects and achievements of returning residue to farmland eco-environment.

key wordsedible fungus dregs;farmland ecology environment;recycling use;effect;assessment index

我国是世界上第一大食用菌生产国。据资料显示,2006年我国年产食用菌1 400万t(其中草生菌350万t),占世界的70%,产值达590亿元,出口量62.8万t,出口创汇9.6亿美元,出口量居世界第一位。东南沿海诸省乡村草生菌的主要栽培品种为双孢蘑菇、草菇、姬松茸、鸡腿菇等。其主要特点是以稻草、秸秆等农业废料作为培养料的碳源,以牛粪、马粪、羊粪、鸡粪等有机肥作为氮源栽培的食用菌,是农业废料进行生物转化的一种重要途径。食用菌废料又被称作菌糠、菌渣、下脚料、废菌筒,是栽培食用菌后的培养料,含有丰富的蛋白质及其他营养成份,在农业生产上具有较高的利用价值。以蘑菇为例,出菇前后蘑菇渣的化学成分发生了很大变化,但其干物质仍占原重的50%左右。被菌丝分解的部分,约1/3用于菌体合成,1/3用于呼吸消耗,另外1/3则以新的形式存在于磨菇渣中[1]。出菇后的蘑菇渣中含有蛋白质、氨基酸、菌体蛋白、酶等可以再利用的成分,对菇渣进行资源化利用有较好的前景。而其他品种的食用菌也同样含有较高的营养成分。因而合理利用这些废料,可提高经济效益,有效减少废弃物质,提高生态效益,实现废物循环利用和农业的可持续发展。该文主要论述食用菌渣循环利用对农田生态环境影响的主要评价指标,探讨菌渣循环利用对农田生态环境影响,建立成效评价体系。

1菌渣循环利用的主要技术与成效

1.1食用菌废料循环利用作栽培料

研究表明栽培鸡腿菇、平菇、草菇、双孢菇之后的菌渣可以再次用于生产另一种菇类。米青山等[2]利用平菇废料(菌糠)栽培鸡腿菇,结果表明在培养料中添加40%～60%平菇菌糠与全料栽培相比降低成本29%～43%,产量略有下降,但可大量节约成本,提高综合经济效益。而采用麦粒—菌糠培养基生产双孢菇菌种,不仅提高菌种质量,延长菌种保藏期,而且菌糠代替部分麦粒,可大幅度降低生产成本。彭荣等[3]将不同种类的菌渣(香菇、平菇、金针菇)处理后加入辅料作栽培基质用于草菇的栽培,与传统的稻草栽培配方相比,呈现出菌丝生长快、产量高、成本低等优点,其中金针菇菌渣栽培草菇的生物转化率达到22.6%,产量比传统稻草栽培料提高15.7%左右。

1.2利用菌渣合理开发家畜家禽饲料

平菇、香菇、金针菇等木腐类真菌,其种菇后废料中含有较丰富的氨基酸(aa),并且fe、ca、zn、mg等微量元素含量也很丰富,加之菌渣特有的蘑菇香味,使之具有较好的适口性。因此,菌渣可作饲料使用。宋汉英等[4]用20%香菇菌渣代替砻糠粉饲喂猪,发现猪仍可正常生长,猪每增重1 kg,试验组比对照组可节约饲料0.71 kg,经济效益增加30.26%,且肉质无异。陈学通[5]对白灵菇菌渣喂羊的适口性及育肥羊的效果进行测定,表明用菌渣替代精料中50%的饲草喂羊可行性强且能够节约饲料成本。庞思成[6]用菌渣代替麸皮喂养尼罗罗非鱼,可使饲料成本下降8.3%。

1.3食用菌废料作有机肥料开发利用

食用菌废料中富含有机物和多种矿质元素,其中n、p、k养分含量高于稻草和鲜粪。种菇后的各种原料通过无害化处理及发酵可成为一种优质的有机菌肥,也可直接作为底肥施入农田。研究表明施用食用菌渣复合有机肥,能使水稻增产6.2%～8.3%,取得了较明显的经济效益[1]。利用食用菌渣复合肥可提高青椒的产量、糖分和vc的含量[1]。同时,在柑桔、苹果、梨、葡萄等水果园内将食用菌废料深施后掩埋,可起到改良果园土壤、增加土壤的通透性、改善理化性质、提高水果品质、增产增收的效果,而且肥效持久,经济实惠;也可用作蔬菜的基肥;在花卉种植中,把种菇后的废料与肥土混合后堆积自然发酵,用来作为花卉苗圃、花盆的基肥。此外,食用菌废料还可在蔬菜育苗饲养昆虫、作为燃料等方面进行应用[2]。

2菌渣循环利用对生态环境影响的主要评价指标

农田生态环境即作物生长环境,包括农田小气候、土壤水热状况、植物养分循环杂草生长、植物病虫害等因素。目前菌渣回田对农田生态环境影响的评价指标还不是很完善,但可以结合其他学者在肥料应用领域所作的环境效应研究,探讨菌渣作为生物肥料将其回田对农田生态环境影响的主要评价指标。

2.1土壤质量指标

土壤质量是土壤在一定的生态系统内提供生命必需养分和生产生物物质的能力;容纳、降解、净化污染物质和维护生态平衡的能力;影响和促进植物、动物和人类生命安全和健康的能力之综合量度。简言之,土壤质量是由土壤肥力质量、土壤环境质量和土壤健康质量3个既相对独立又有机联系的组分综合集成[7]。土壤质量是土壤支持生物生产能力、净化环境能力和促进动植物和人类健康能力的集中体现,是现代土壤学研究的核心,也是肥料对农田生态环境最重要的评价指标。通常土壤质量评价选择20多个土壤性质作为土壤质量评价指标体系[8-9],这些指标可以按照传统的土壤性质分成3类:化学指标、物理指标和生物学指标。

(1)化学指标。schoenhohz等[10]综述了农业、林业和草原土壤中用来评价土壤质量的土壤化学指标。其中土壤有机碳指标有土壤有机碳和土壤有机质;营养指标有全n、可交换性氨态氮、硝态氮、全p、矿化p、可交换性p、bray p、p吸附性;全k、可交换性k;可交换性ca、mg、ph;ec等。在化学指标中,土壤碳库动态平衡是土壤肥力保持和提高的重要内容,它与作物营养、土壤管理关系密切,直接影响作物产量和土壤肥力的高低,是评价土壤质量的重要指标,其主要有土壤有机碳(soc)和不同活性有机碳,包括热水提取态碳(hwec)、可矿化碳(pmc)、酸提取态碳(aec)、易氧化态碳(roc)、颗粒有机碳(poc)、轻组有机碳(lfoc)、可溶性有机碳(doc)和微生物生物量碳(mbc)等指标。国内外对森林有机质平衡方面研究报道较多。但我国农田有机质平衡研究目前积累资料较少,且研究也多为模型模拟和估算值。沈宏等[11]指出长期施肥对土壤有效碳库和碳库有效率有很大影响。而长期施用有机肥或有机无机配合施用处理的土壤有机碳、微生物量碳、易氧化碳、可矿化碳含量、土壤碳素有效率明显高于不施肥和无机肥处理。王百群等[12]研究了草地开垦变为不同农田后对土壤有机碳库的效应,结果表明草地开垦为农田后,土壤可溶性有机碳、微生物生物量碳及总有机碳的含量显著下降。姜勇等[13]对辽宁省沈阳市苏家区近20年农田耕层土壤有机碳含量变化的分析表明,不重视有机肥施用是导致该地区农田土壤有机碳含量普遍下降的主要原因。许多学者认为土壤微生物量碳是土壤养分转化的活性库或源,是碳素循环和周转的媒介,它与潜在的土壤可利用态氮之间存在显著正相关,是土壤有机质中最为活跃的部分,且更能表征土壤受外界影响后土壤养分有效状况和生物活性的变化。土壤微生物量碳转化迅速,能在检测到土壤总量碳变化之前反映土壤有机质的变化,属更具敏感性的土壤质量指标。徐华勤等[14]研究了经过4年不同培肥措施后红壤茶园土壤微生物量碳变化,表明稻草覆盖后配施不同比例有机无机肥、间作三叶草以及全施化肥处理对土壤微生物量碳均有明显提高,其中,稻草覆盖+100%有机肥和稻草覆盖+75%有机肥+25%化肥处理分别比对照提高17.05%、32.38%。但目前菌渣回田对土壤碳库的影响研究在国内文献中还鲜有报道。

(2)生物指标。土壤生物学指标包括微生物生物量c和n、潜在可矿化n、土壤呼吸量、生物量c/有机总c、呼吸量/生物量、土壤微生物的群落组成和多样性、土壤酶活性、土壤动物等指标[14-15]。土壤微生物量对农业管理措施极为敏感,是反映土壤管理变化的活指标。土壤微生物量碳、氮是土壤碳素和氮素养分转化和循环研究中的重要参数,它们较为直观地反映了土壤微生物和土壤肥力状况。因此,土壤微生物量对了解土壤养分转化、循环具有重要的意义,可以综合反映土壤的肥力和环境质量状况。微生物量碳在区别长期与短期土壤处理方面也非常敏感,同时还不受无机氮的直接影响,这是微生物量碳用作土壤生物指标的一大优势。国内外学者也愈来愈认识到微生物在整个生态系统中的重要功能,并把注意力从用土壤理化性质作为持续性指标来评价土壤肥力及其对作物产量的影响的研究中,逐步转移到用土壤微生物参数来评估土壤的健康和质量,包括土壤微生物生物量、各种酶活性以及微生物的多样性等[16-18]。当前对微生物多样性的研究所采取先进科学技术主要有变性梯度凝胶电泳(dgge)技术,通过比较不同土壤中各种微生物的16srrna基因信息来了解微生物的多样性。马冬云等[17]研究了在大田高产条件下、不同尿素施用量下2种不同穗型小麦品种“兰考矮早8”和“豫麦49-198”根际微生物数量和土壤酶活性的变化,表明尿素施用量对小麦根际微生物数量和酶活性均产生一定的影响,适宜尿素施用量有益于小麦根际微生物数量和酶活性的提高,过高则微生物数量和酶活性下降。张明等[19]研究表明长期施用有机肥可以提高土壤微生物对有机碳及全氮的利用率。王俊华等[20]研究了长期定位施肥对农田土壤酶活性及其相关因素的影响,表明土壤脱氢酶活性随着年限的增加逐渐下降,转化酶与磷酸酶的活性趋于增高,而长期施用有机肥更有利于保育土壤生物化学环境质量。高美英等[21]通过秸秆覆盖果园长期定位试验表明,覆盖可明显增加各土层中氨化细菌的数量。黄志宏等[22]研究认为果园中土壤微生物数量在土壤中具有明显的垂直分布特征。

(3)物理指标。schoenholtz等[10]综述了土壤研究者建议使用和已经使用的土壤评价物理指标,包括静态指标和动态指标2类。其中静态指标有土壤质地、土层和表土层厚度、土壤容重、土壤韧性、饱和导水率、土壤流失量、土壤孔隙度、土壤强度、团聚体稳定性和土壤耕性;动态指标有最小持水量、耕作践踏状况(trafficability)、淋失潜力和侵蚀潜力。目前,国内外对菌渣回田(果、茶)对土壤质量影响的研究也主要集中在对土壤物理指标的影响方面。肖胜刚等[23]利用果园回填废菌料,经过4年的定位观测,果园土壤ph值、有机质、全氮、水解性氮、有效磷、速效钾、交换性镁、交换性钙、水溶性硼、有效锌、有效锰等含量比对照土壤有较大提高。石光森等[24]研究菌渣、氯、磷、钾不同量组合的肥效,研究表明施用菌渣能改善土壤环境条件,促进氮、磷的有效性,从而提高青椒果实产量。

2.2外部环境指标

土壤温度主要来源于太阳的辐射热,土壤温度对作物生长影响是多方面的,如种子发芽、生长、开花结果、养分的释放和吸收都需要一定的温度,土壤温度过高或过低都不利于作物的生长发育。温度高,土壤水分运动加快;相反,土温下降,水分移动缓慢,甚至冻结。土壤水分则直接影响作物的生长,还与土壤微生物的活动、养分的分解与转化、土壤通气以及土壤的物理化学性状都有密切的关系。可见土壤温度和水分可直接或间接地影响土壤肥力各因素作用的发挥,是影响土壤肥力的重要因素。王志强等[25]报道,利用平菇等食用菌的废菌糠,经适当无氧发酵等一系列处理后添加到普通泥土中,使其最大持水力提高至51.3%,单产提高13.6%。目前,在食用菌废料对土壤温度、水分影响的研究报道也十分有限,而在利用秸秆进行土壤覆盖方面则做了大量研究。易镇邪等[26]报道了秸秆覆盖可在一定程度上减轻干旱,并能提高土壤养分含量,而秸秆覆盖结合免耕对土壤养分合量的提高效果更明显。许多研究还表明秸秆覆盖后在地表形成一层土壤与大气热交换的障碍层,既可以蓄水保墒,也可以减少土壤热量向大气中散失,调节土壤水分和温度的变化,从而促进作物根系和植株的生长。

2.3光能利用指标

光能是作物转化利用的对象,太阳辐射能利用率的理论值为5%～6%,光合有效辐射(par)的利用率可达10%～12%[27],远远大于农田全年光能利用率(0.2%～0.4%)。因此,提高作物产量的限制因素不是光能不足,而是光能利用率低[28]。在作物光能利用率研究方面,虽然国内文献还很少涉及菌渣回田的研究报道,但在其他肥料、秸秆及作物方面则进行过很多研究。李全起等[29]研究了秸秆覆盖和灌溉对冬小麦农田光能利用率的影响,认为覆盖和灌溉主要增加了40～60 cm高度par截获率。覆盖处理籽粒光能利用率降低,茎叶光能利用率和总光能利用率升高。另有研究认为,由于氮素是叶绿素主要组成物质,磷素具有活化茶树生理机能作用,钾素可调节光合速率。因此,一般情况下茶园土壤肥力水平与茶树光合作用关系密切,高施肥区茶树的光合作用比低肥区约高3%～5%。

2.4作物品质指标

肥料对生态环境的效应最终还要反应在作物生产性能和品质指标上。因此,作物生产性能和品质指标也是菌渣循环利用对农田生态环境评价的重要指标之一。彭志对[30]采用大田试验方法研究了蘑菇渣与氮磷钾化肥配合施用对豇豆生长的效应,表明单施蘑菇渣的豇豆产量极低,而蘑菇渣与氮磷钾化肥配合施用的增产效果极显著,其中以用蘑菇渣7.5 t/hm2与尿素430.5 kg/hm2、过磷酸钙568.5 kg/hm2、氯化钾190.5 kg/hm2配合施用的效果最佳。此外,蘑菇渣与氮磷钾化肥配合施用还具有促进豇豆开花结荚、增加豆荚长度、提高豆荚vc和磷钾含量的效果。石光森等[31]研究了菌渣、氯、磷、钾不同量组合的肥效对青椒生产性能及果实品质的影响,表明施用菌渣能提高青椒果实产量、糖分和vc含量。肖胜刚等[23]利用菌渣回施脐櫈园进行定位观测试验,研究表明脐櫈果肉品质总酸、可溶性固形物、总糖含量分别比对照提高0.11%、0.10%和0.50%,果实平均单株产量比对照提高5.1 kg。王美琴[32]报道了施用食用菌渣作底肥能使水稻增产6.2%～8.3%,经济效益明显。房华等[33]则报道了茶树菇菌渣能减少南方根结线虫对番茄侵染,使形成根结的数量降低,从而在一定程度上防治番茄根结线虫病。

2.5其他评价指标

由于农田生态系统是复杂的巨系统,因此,每个评价指标都能反映农田生态环境的某一方面的特征。菌渣循环利用对农田生态环境的影响也不例外,除上述主要评价指标外,它还包括农田环境污染指标、植物养分循环杂草生长等指标,选择的指标不同,对同一区域农业生态环境质量的评价结果往往差异很大。

3菌渣循环利用的热点问题与对策

3.1菌渣循环利用的研究热点

整理

[10] schoenhohz s h,miegroet h v,burger j a.a review of chemical and physical properties as indicators of forest soil quality:challenges and opportunities[j].forest ecology and management,2000,138(1-3):335-356.

[11] 沈宏,曹志洪.长期施肥对不同农田生态系统土壤有效碳库及碳素有效率的影响[j].热带亚热带土壤科学,1998,7(1):1-5.

[12] 王百群,苏以荣,吴金水.开垦草地对土壤有机碳库构成与来源的效应[j].核农学报,2007,21(6):618-622.

[13] 姜勇,庄秋丽,梁文举.农田生态系统土壤有机碳库及其影响因子[j].生态学杂志,2007,26(2):278-285.

[14] 徐华勤,肖润林,杨知建.不同培肥措施对红壤茶园土壤微生物量碳的影响[j].生态学杂志,2007,26(7):1009-1013.

[15] 曹慧,孙辉,杨浩,等.土壤酶活性及其对土壤质量的指示研究进展[j].应用与环境生物学报,2003,9(1):105-109.

[16] 易泽夫,荣湘民,彭建伟,等.微生物变量作为土壤质量评价指标的探讨[j].湖南农业科学,2006(6):64-65,69.

[17] 马冬云,郭天财,宋晓,等.尿素施用量对小麦根际土壤微生物数量及土壤酶活性的影响[j].生态学报,2007,27(12):5222-5228.

[18] 张心昱,陈利顶.土壤质量评价指标体系与评价方法研究进展与展望[j].水土保持研究,2006,13(3):30-34

[19] 张明,白震,张威,等.长期施肥农田黑土微生物量碳、氮季节性变化[j].生态环境,2007,16(5):1498-1500.

[20] 王俊华,尹睿,张华勇,等.长期定位施肥对农田土壤酶活性及其相关因素的影响[j].生态环境,2007,16(1):191-196.

[21] 高美英,刘和,冀常军,等.覆盖对果园土壤氨化细菌数量年变化的影响[j].土壤通报,2000,31(6):273-274.

[22] 黄志宏,梁瑞友,田大伦,等.南岭小坑果园土壤微生物数量状况初步研究[j].中南林业科技大学学报:自然科学版,2007,27(4):18-22.

[23] 肖胜刚,刘叶高,王文美,等.食用茵废菌料回填脐橙果园改土试验[j].食用菌,2005(6):48.

篇10

氮离子注入变异杏抗寒性的初步研究

蛹虫草人工培养条件的研究

大青山落叶松人工林直径分布规律的研究

秸秆覆盖对苹果树盘水分再分配的影响

不同改良剂对铬胁迫下土壤—小白菜系统的影响

水肥耦合对设施草莓生长、产量品质及水分利用效率的影响

黄顶菊提取物抑菌活性的研究

不同根砧嫁接黄瓜根系活力、产量及果实品质的比较

区组混栽转基因杨树林节肢动物群落结构研究

两种桃芽总RNA提取方法的比较研究

鲁中山区桃园土壤养分状况评价与氮磷负荷风险研究

卷烟微量重金属控制技术研究

小开河引黄灌区超声波测流应用研究

灌区明渠水位流量实时监测技术研究与应用

陕西省土地城市化水平评价分析

日粮粗纤维水平对莱芜猪及其杂交猪氮代谢及营养物质消化率的影响

山东省某规模化兔场皮肤真菌病的快速诊断

莱芜猪GPx4基因在不同组织中的表达规律研究

拟南芥盐胁迫响应启动子的生物信息学分析

温度及杀菌剂对玉米褐斑病菌休眠孢子囊萌发的影响

核桃胚营养代谢盛期总RNA提取方法研究

大葱、洋葱远缘杂交后代植物学性状、品质研究

翠绿1号假俭草种子愈伤诱导和植株再生

盐、旱及其交叉胁迫对紫荆幼苗净光合速率及其叶绿素含量的影响

沂蒙山区封禁林分灌草层种间联结性研究

玫瑰海棠组培快繁技术的研究

秸杆和地膜覆盖下春玉米农田蒸散特征研究

四种植物生长调节剂对高产玉米生理效应及产量影响

鲜茧交易中测定茧层率抽样方法的优化

铜和铬复合胁迫对土壤酶活性的影响

重口裂腹鱼消化道定量组织学研究

利用多态微卫星标记进行体细胞核移植山羊的遗传鉴定

济宁青山羊皮肤鞣前组织学特性与鞣后品质研究

三种常见鸡胚胎性疫病病原人工共感染的试验检测

同时检测四种病原菌的PCR方法研究

济宁青山羊皮肤毛囊的组织学特性研究

论文正文格式要求

牛磺酸对有丝分裂原刺激的小鼠免疫细胞功能的影响

含肽肝素渣水解物对早期断奶仔猪免疫功能的影响

HBx小鼠肿瘤细胞株的建立及初步鉴定

蒙古马与其他品种马的ELA-DRA*exon2多态性分析

谷氨酰胺转胺酶对酸奶质地影响分析

早期饲喂与禁食对新生肉雏消化系统和免疫器官发育规律的研究

硅肥对糯玉米产量、品质及抗倒性的影响

设施条件下甜樱桃秋季枝叶中氮代谢的变化

秋季叶施尿素对甜樱桃产量与品质的影响

不同类型肥料对烤烟产量、品质及土壤物理性状的影响

高温胁迫对豇豆幼苗叶片膜伤害与保护性物质的影响

农田防护林带盐渍化改良与增产效应的研究

自发气调包装对台湾青枣耐藏性及品质的影响

鸡毒支原体的分离鉴定及AA肉种鸡场慢性呼吸道病的流行状况分析

姜螟、姜瘟病综合防治技术研究

泰山侧柏林害虫和天敌名录初报