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篇1

關(guān)鍵詞：黃河故道濕地；土地利用方式；土壤養(yǎng)分；酶活性

中圖分類號：S154.2；S158.3 文獻標識碼：A文章編號：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

基金項目：教育部人文社會科學研究青年基金項目（13YJCZH283）；河南省科技廳科技攻關(guān)項目（132102310357）；商丘師范學院青年科研基金項目（2011QN21）

濕地是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，介于水、陸生態(tài)系統(tǒng)之間的一類生態(tài)單元，具有水域和陸地生態(tài)系統(tǒng)的特點，是地球最富有生產(chǎn)力的生態(tài)系統(tǒng)之一[1，2]。近年來，由于人類對濕地資源的不合理利用造成濕地生態(tài)系統(tǒng)功能退化，使?jié)竦赝嘶芯考皾竦赝寥鲤B(yǎng)分和肥力狀況成為各國學者關(guān)注的熱點[3-6]。

濕地土壤退化是個復雜的過程，濕地生態(tài)功能是通過物質(zhì)循環(huán)和能量流動來實現(xiàn)的，尤其是養(yǎng)分循環(huán)過程，是其生態(tài)功能得以實現(xiàn)的重要基礎[7]。不同類型的濕地因水文和地上植被的不同，輸入土壤的凋落物和根系分泌物不同，因而形成的土壤有機碳庫、土壤微生物生物量和土壤養(yǎng)分狀況會存在差別。土壤酶參與土壤中各種生物化學過程，是土壤生物過程的主要調(diào)節(jié)者[8]。濕地土壤酶的存在狀態(tài)與活性被認為是濕地生態(tài)系統(tǒng)中有機物質(zhì)分解與轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵，控制著濕地生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量的流動[8]。對于土壤酶活性與土壤養(yǎng)分相關(guān)性研究大部分集中在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)[9，10]、林地生態(tài)系統(tǒng)[11，12]、丘陵及草地生態(tài)系統(tǒng)[4，13，14]，而對我國暖溫帶黃河濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤酶活性與土壤養(yǎng)分的相關(guān)性研究較少[7]；特別是對黃河故道不同類型的濕地土壤酶活性與土壤養(yǎng)分含量的關(guān)系研究鮮見報道，因此無法全面開展對黃河故道濕地生態(tài)功能的維持及退化防治。鑒于此，以豫東黃河故道濕地為研究對象，調(diào)查不同類型濕地土壤酶活性、土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量和土壤養(yǎng)分的分布特征，進一步探討土壤酶活性與土壤有機質(zhì)、微生物生物量和養(yǎng)分的相關(guān)關(guān)系，旨在為黃河故道濕地退化防治、恢復重建和濕地土壤質(zhì)量的評價提供科學依據(jù)。

1研究地點與研究方法

1.1研究區(qū)自然概況

豫東黃河故道位于河南省與山東省接壤區(qū)，西起民權(quán)縣睢州壩，東至虞城縣小喬集，南北以黃河故堤為界（圖1）。故道面積約1 520 km2，為明清時期古黃河水道遺留下的一段洼地，位于115°47′―116°17′E，34°50′―34°33′N，整體走向為西北―東南走向，呈帶狀分布。故道濕地屬于暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年均氣溫為14.1 ℃，極端最高溫為43.6 ℃，極端最低溫為-23.4 ℃，年無霜期約210 d，年降水量686.5～872.9 mm。研究區(qū)屬洪澤湖水系，由山東省單縣大姜莊南入安徽省碭山經(jīng)徐州后入淮河。歷代由于黃河的多次泛濫和改道及地下水位不斷上升，發(fā)育了眾多濕地，主要類型為鹽堿灘地、沼澤濕地、濕草地、水洼地和林地濕地；濕地土壤多為古黃河沖積沙土或沙壤土。植被類型以草本植物為主，喬木主要有山楊（Populus davidiana）、垂柳（Salix babylonica）、洋槐（Robinia pseudoacacia）、泡桐（Paulownia）等，灌木主要以野生檉柳（Tamarix chinensis）林為主。

1.2研究方法

1.2.1樣地設置與樣品采集樣地選擇是在野外植物調(diào)查的基礎上，依據(jù)主要植物群落空間分布特征，利用相關(guān)地形林相圖及遙感資料，在研究區(qū)內(nèi)設置鹽堿灘地（Saline-alkali wasteland，SAW）、濕草地（Humid grasslands，HG）、沼澤濕地（Marsh wetland，MW）和林地濕地（Forest wetland，F(xiàn)W）4種樣地類型；每個樣點選取3個剖面，分0～20 cm和20～60 cm兩層取樣，3次重復。將采集的土樣揀出所有可見碎石、植物殘體和根系后采用四分法混勻裝袋，用冰盒運輸并保存于4 ℃冰箱中待用。

1.2.2測定項目與方法土壤有機質(zhì)（SOM）含量用重鉻酸鉀氧化-比色法測定；土壤全氮（TN）含量采用凱氏定氮法測定；土壤全磷（TP）含量采用高氯酸消化-鉬銻抗比色法測定；土壤速效磷（AP）含量采用雙酸浸提-鉬銻抗比色法測定；土壤速效鉀（AK）含量采用乙酸銨浸提-原子吸收法測定，以上項目的測定參照劉光崧[15]的方法。土壤微生物生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸K2SO4浸提-TOC儀測定法測定[16]；土壤微生物生物量氮（MBN）采用氯仿熏蒸浸提-堿性過硫酸鉀氧化比色法測定[16]；土壤脲酶（SUR）活性采用靛酚藍比色法測定，以24 h后1 g土壤中NH3-N的量表示酶活性[mg/（g?d）]；土壤堿性磷酸酶（SAP）活性采用氯代二溴對苯醌亞胺比色法測定，以24 h后1 g土壤中釋放出的酚的量表示酶活性[mg/（g?d）]；土壤過氧化氫酶（SC）活性采用高錳酸鉀滴定法測定，以24 h內(nèi)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3，5-二硝基水楊酸比色法測定，以 24 h后1 g土壤中所含葡萄糖的量表示酶活性[mg/（g?d）]，以上土壤酶活性的測定方法均參照關(guān)松蔭[17]的方法。

1.2.3數(shù)據(jù)處理數(shù)據(jù)采用Excel 2003 和SPSS 16.0軟件進行統(tǒng)計分析，Origin 8.0 軟件作圖；利用ANOVA進行方差分析，利用LSD法進行多重比較。

2結(jié)果與分析

2.1不同濕地類型的土壤有機質(zhì)、養(yǎng)分含量和微生物生物量特征

由表1可以看出，不同樣地SOM含量差異極顯著（F=42.43，PHG>MW>SAW，且各樣地間差異達顯著或極顯著水平。SOM與MBC和MBN的相關(guān)系數(shù)分別為0.998和0.999，呈極顯著相關(guān)，說明SOM含量與MBC和MBN含量關(guān)系極為密切。

2.2不同濕地類型的土壤酶活性特征

統(tǒng)計分析表明，4種不同土地利用方式的SUR、SI、SC和SAP活性差異顯著或極顯著（圖2），且4種酶活性的變化規(guī)律均表現(xiàn)為FW>HG>MW>SAW，F(xiàn)W各種酶活性均為最高，且顯著或極顯著高于其他3種類型樣地。

2.3土壤有機質(zhì)、養(yǎng)分含量及微生物生物量與土壤酶活性的相關(guān)分析

由表2可知，SOM與4種土壤酶活性均呈顯著或極顯著正相關(guān)，TN與SUR、SC和SI活性呈顯著正相關(guān)，TP與SUR和SAP活性呈極顯著正相關(guān)。MBC與4種土壤酶活性均呈極顯著正相關(guān)，MBN與4種土壤酶活性均呈顯著或極顯著正相關(guān)。AP與SUR、SAP活性顯著相關(guān)，AK與SUR顯著相關(guān)，TK與4種土壤酶活性的相關(guān)性均不顯著。

土壤酶主要來源于土壤動植物和微生物，且與土壤有機質(zhì)密切相關(guān)[5]。相關(guān)研究指出脲酶活性變化與土壤含氮量及土壤養(yǎng)分含量相關(guān)[18]。土壤磷酸酶活性的高低與土壤中磷的含量關(guān)系密切，對土壤中有機磷的分解與轉(zhuǎn)化影響較大[19]。蔗糖酶可以表征土壤肥力質(zhì)量及土壤熟化程度，對土壤中易溶性的養(yǎng)分物質(zhì)起著重要作用[20]。本試驗中，土壤酶活性與土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量及土壤養(yǎng)分含量相關(guān)性較高，因此，可以用土壤酶活性來指示土壤肥力的高低。

2.4土壤酶活性之間的相關(guān)性

由表3可知，不同土地利用方式的土壤酶活性間關(guān)系密切，其中，SUR活性與SC、SI、SAP活性之間呈顯著或極顯著正相關(guān)；SC活性與SI活性呈顯著正相關(guān)，與SAP活性相關(guān)性不顯著；SI活性與SAP活性呈極顯著正相關(guān)。黃河故道濕地4種土壤酶活性之間存在不同程度的相關(guān)性，說明土壤酶在促進土壤有機質(zhì)分解與轉(zhuǎn)化及在土壤物質(zhì)循環(huán)和能量流動中存在共性關(guān)系。

3結(jié)論與討論

黃河故道濕地不同類型濕地土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量及養(yǎng)分含量差異顯著。鹽堿灘地土壤有機質(zhì)和養(yǎng)分含量均較低，林地濕地最高，濕草地和沼澤濕地居中。這與地上植被類型、有機物質(zhì)的含量及根系量有關(guān)，土壤有機質(zhì)含量主要決定于地上有機物質(zhì)的輸入量[12]。本研究中林地濕地人為干擾較低，地上植被及龐大的根系量可改良土壤狀況，良好的水熱條件為地上植被提供了優(yōu)良的生存環(huán)境，導致有機物質(zhì)的輸入量較大；同時，濕地的特殊環(huán)境也為有機質(zhì)的積累提供了良好的條件，使其土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量及土壤養(yǎng)分含量較高；同時也說明林地濕地在土壤養(yǎng)分積累、分解和轉(zhuǎn)化方面較其他3種濕地類型的土壤有一定的優(yōu)勢。鹽堿灘地土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量和土壤養(yǎng)分含量均較低，這與其長期沒有預防治理措施導致的惡劣土壤條件有關(guān)；鹽堿灘地距離原黃河河道最近，地上植被稀疏，有機物質(zhì)積累較少，且鹽堿化導致的土壤堿性較大，不利于土壤有機質(zhì)及養(yǎng)分的積累，導致土壤肥力質(zhì)量退化[21]。

土壤酶活性是土壤功能比較重要的指標，與土壤有機質(zhì)、土壤微生物生物量和部分土壤養(yǎng)分含量指標間呈顯著或極顯著正相關(guān)，且不同酶活性間也存在顯著或極顯著正相關(guān)，表明土壤酶活性可以反映土壤肥力的高低。土壤酶與土壤微生物和土壤動物代謝產(chǎn)物及植物根系分泌物密切相關(guān)，根系分泌物與土壤中微生物和動物含量增加，導致酶活性的增加[7，19]；同時，由于林地濕地土壤有機質(zhì)含量較高，有充分的營養(yǎng)源維持土壤生物的生存，使土壤生物代謝旺盛，呼吸強度加大，從而使林地濕地各種酶活性較高。郭繼勛等[22]研究表明，酶活性隨著土壤微生物生物量的增加而不斷增強，二者變化基本保持同步。相關(guān)研究指出，濕地土壤有機質(zhì)和土壤理化性質(zhì)與土壤酶活性之間關(guān)系密切[23-26]。本研究中，林地濕地酶活性均較高，且土壤有機質(zhì)和土壤微生物生物量碳、氮含量比其他3個樣地高，這也是林地濕地土壤酶活性較高的另外一個原因。濕草地和沼澤濕地地上有機物質(zhì)含量不及林地濕地，且與土壤酶活性關(guān)系密切的土壤有機質(zhì)和土壤微生物生物量碳、氮的含量均低于林地濕地，較低的土壤有機質(zhì)限制了土壤酶的活性[25]。Kang等[8]和Omidi等[5]的研究表明，積水改變了土壤生物群落結(jié)構(gòu)組成，在缺氧條件下，耗氧土壤動物和微生物對土壤有機質(zhì)的分解速度受到影響，進而影響土壤酶的釋放。張文菊等[27]研究證明，含水量高抑制土壤有機碳的礦化，抑制土壤酶的分解作用。由于這些因素的共同作用，導致濕草地和沼澤濕地土壤酶活性低于林地濕地。

土壤脲酶、土壤磷酸酶、土壤過氧化氫酶和土壤蔗糖酶4種酶活性與土壤微生物生物量碳、氮間呈顯著或極顯著正相關(guān)，可能與土壤微生物多樣性有關(guān)，而土壤微生物多樣性又與地上植被類型和多樣性有關(guān)。因此，深入探討黃河故道濕地土壤微生物群落特征、土壤動物群落特征、植物群落特征及演替規(guī)律及其與土壤理化和生物學性質(zhì)的關(guān)系是今后研究的重點。

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篇2

關(guān)鍵詞：重金屬；脲酶；鎘；鉛

土壤是人類的衣食之源和生存之本，即使是現(xiàn)代經(jīng)濟生活中，土壤依然是最基本的生產(chǎn)要素和各種經(jīng)濟關(guān)系的載體[1]。隨著工業(yè)的發(fā)展和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的現(xiàn)代化，環(huán)境污染問題日益嚴重，大量的重金屬污染物進入到土壤系統(tǒng)中。但是由于土壤的自凈能力有限，當污染物的含量超過了土壤容量時，就會對生態(tài)環(huán)境和人類健康造成嚴重的影響，甚至威脅到人類的生存[1]。其中土壤重金屬污染的問題已經(jīng)成為全球各國共同面臨的棘手問題。

土壤酶是土壤中穩(wěn)定的具有某種特殊催化能力的一類蛋白質(zhì)[2]。土壤中與物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化有關(guān)的生物化學過程都是在土壤酶的作用下進行的，因此它們在土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化、循環(huán)和利用及降解土壤中有毒物質(zhì)、消除土壤污染等方面發(fā)揮著重要作用[3]。國內(nèi)外眾多學者已開始研究利用土壤酶活性評價土壤重金屬污染的可行性，并取得了顯著進展。

一、材料與方法

1、供試土壤

供試土壤為棉花地，采自于北辰區(qū)的被人為影響較弱的的農(nóng)田里，經(jīng)實驗室實驗檢測重金屬含量不超標，屬于自然無污染土壤。將取來的新鮮土樣弄成碎塊，放在室內(nèi)陰涼通風處自行干燥。干燥后的土壤研磨過200目尼龍篩，并置于塑料袋內(nèi)，放于室內(nèi)備用。

2、添加外源鉛、鎘土壤污染實驗

稱取150g干土的新鮮土壤樣品，用蒸餾水調(diào)節(jié)土壤含水量至田間持水量40%，裝于500 ml的塑料燒杯中，用具有透氣性能的薄膜封口，于25℃生化培養(yǎng)箱內(nèi)預培養(yǎng)3周。然后根據(jù)處理要求將重金屬溶液與土壤充分混勻，調(diào)節(jié)土壤含水量至田間最大持水量60%，薄膜封口，于25℃培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)。培養(yǎng)過程中為了保持土壤濕度不變，用稱量差減法每隔3天調(diào)節(jié)一次土壤水分。整個培養(yǎng)試驗持續(xù)52天，分別于第3、10、17、31、52天取樣測定土壤脲酶活性。

Cd 以CdCl2?2.5H2O形式投加，Pb 以Pb（NO3）2 形式投加，將CdCl2?2.5H2O 和Pb（NO3）2 粉末溶于水后與土壤充分混勻。本實驗共設16個處理，分別為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、土壤酶測定方法

脲酶活性測定采用土壤酶研究法[4]。

二、結(jié)果與討論

1、鎘、鉛單一污染對脲酶活性的影響

脲酶在外源重金屬 Pb的情況下，添加低濃度的Pb（50）對脲酶活性有激活的作用，而隨著添加重金屬濃度的增加脲酶活性不斷的降低。當Pb濃度為50mg/kg時，對脲酶活性為激活作用，其平均激活率為12.34%；當Pb濃度為200mg/kg和400mg/kg時，對脲酶活性為抑制作用，其平均抑制率為12.47%和31.52%。脲酶活性的抑制百分數(shù)隨著重金屬的濃度增大而遞增，而且這種遞變規(guī)律在重金屬加入量較高時更明顯。不同Pb 處理在土壤培養(yǎng)中期（17天左右）脲酶活性最高，隨著培養(yǎng)時間的延長酶活性有降低的趨勢，酶活性的最低值出現(xiàn)在第52天。

脲酶對重金屬Cd元素的反映非常敏感，添加不同濃度的Cd后，立刻表現(xiàn)出強烈的抑制作用，隨著濃度變化越大，其抑制率也會越大，其抑制率分別為6.32%、11.62%、21.32%。培養(yǎng)初期和中期酶活性相對比較高，到末期（52天）其活性到了最低點。

2、鎘、鉛復合污染對脲酶活性的影響

土壤樣品中脲酶活性幾乎都隨著重金屬添加量的增加而降低。在鉛、鎘復合污染下，脲酶活性隨重金屬濃度增加而減小。由于鉛單一污染的時候，對脲酶活性大部分都是促進作用。所以土樣L8、L11、L14與CK對比則產(chǎn)生了激活的作用，剩下的土樣則產(chǎn)生了抑制作用。在鉛、鎘復合污染下，脲酶活性的變化與單一鉛污染變化比較相似，并且高于單一鎘污染。在培養(yǎng)時間段初期，脲酶活性的凈變化量=U均小于0，且接近于0，鉛和鎘復合污染表現(xiàn)出輕微的拮抗作用，即鉛和鎘復合污染的毒性因為鉛的存在而減弱。隨著培養(yǎng)時間的延長（到后期），=U大于0，鉛和鎘的復合污染表現(xiàn)出協(xié)同作用，即鉛和鎘復合污染的毒性因為鉛和鎘的加入毒性更大了，所以脲酶的毒性程度呈現(xiàn)出鉛和鎘復合污染>鎘單一污染>鉛單一污染。

3、土壤重金屬的全量及各形態(tài)對土壤酶活性的影響

可交換態(tài) Pb對脲酶具有輕微的激活作用，激活作用不是特別明顯，呈相對不顯著正相關(guān)。Pb的其他態(tài)和全量對脲酶都產(chǎn)生了比較明顯的抑制作用，其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)的抑制作用最為明顯R值為0.447，其次是全量、有機態(tài)、殘渣態(tài)、鐵錳氧化態(tài)。

總量和各個形態(tài)的Cd對脲酶都具有相對明顯的的抑制作用，負相關(guān)顯著。其中鐵錳氧化態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的抑制率最高，R值都達到了0.905，最低的是殘渣態(tài)。通過對比可以看出重金屬Cd的毒性遠大于Pb，重金屬Cd對環(huán)境的危害性最大，所以用脲酶活性作為判斷土壤的污染程度是比較可行的方案。

三、結(jié)論

通過實驗室外源添加重金屬Pb、Cd發(fā)現(xiàn)，低濃度的Pb對脲酶有激活作用，隨著添加濃度越來越高酶活性就有明顯的降低趨勢。Cd對脲酶有強烈的抑制作用，通過分析發(fā)現(xiàn)兩種重金屬的毒性強度為Pb、Cd復合污染>Cd單一污染>Pb單一污染。通過對比可以看出重金屬鎘的毒性遠大于鉛，重金屬鎘對環(huán)境的危害性最大，所以用脲酶活性來判斷土壤重金屬鎘的污染程度是比較可行的方案。由于實驗室的實驗條件有限只研究了Pb、Cd對脲酶的影響，如果以后有條件可以研究點別的酶活性，找出一定的變化規(guī)律。

參考文獻：

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[2]曹慧，孫輝，楊浩，等.土壤酶活性及其對土壤質(zhì)量的指示研究進展[J].應用與環(huán)境生物學報，2003，9（1）.

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[4]關(guān)松蔭.土壤酶及其研究法[M] .北京：農(nóng)業(yè)出版社，1986.

[5]楊正亮，馮貴穎.重金屬對土壤脲酶活性的影響[J].干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究，2002，（9）.

篇3

1材料與方法

1.1土壤樣品土壤采自我國西北地區(qū)某市的農(nóng)田表層土壤，選取具有代表性的5個采樣點，均采取0～20cm的樣品，混合均勻后帶回實驗室。在潔凈實驗室內(nèi)展開、風干，挑揀其中的植物、殘根、石塊及其他雜物。用木碾研磨過18目篩子。處理后的土樣裝入密封袋中密封保存，備用。土壤樣品的主要理化性質(zhì)見表1。

1.2實驗設計選取轉(zhuǎn)化酶、脲酶、堿性磷酸酶活性為指標，Cu、Zn、Pb和培養(yǎng)時間作為因素。實驗因素和水平設計列于表2。外源污染物Cu、Zn、Pb復合作用對3種水解酶活性的影響選用5因素4水平的L16(45)型正交表(實驗1)，在對各因素主效應分析之后，選取Cu、Zn、Pb三因素重新排定L8(27)正交表，用以考察三種污染物之間的交互作用對酶活性的影響(實驗2)。指標水平參照土壤環(huán)境質(zhì)量標準(GB15618-1995)，Cu、Zn、Pb分別以CuSO4•5H2O、Zn(CH3COO)2•3H2O和Pb(CH3COO)2•3H2O溶液形式加入，充分攪勻，加水使土壤濕度保持在土壤最大持水量的60%，置于培養(yǎng)箱內(nèi)25℃黑暗恒溫恒濕培養(yǎng)，每個處理做3份平行。

1.3測定方法土壤pH值：酸度計法；土壤有機質(zhì)：重鉻酸鉀法；陽離子交換量：氯化鋇法；重金屬：電熱板濕法消解-ICP-AES法；轉(zhuǎn)化酶活性測定：3,5-二硝基水楊酸比色法，大小用24h，1g干土生成的葡萄糖毫克數(shù)表示；脲酶活性測定：苯酚鈉—次氯酸鈉比色法，大小以24h，1g干土的氨氮毫克數(shù)表示；堿性磷酸酶活性測定：磷酸苯二鈉比色法，大小以24h，1g干土生成的酚毫克數(shù)表示（以上酶活性測定時均設3份平行，以及用水代替基質(zhì)的對照樣品和無土對照樣品，以排除土壤和試劑中雜質(zhì)的干擾）。數(shù)據(jù)使用Excel2010和Spss18.0進行分析。

2結(jié)果與分析

2.1Cu、Zn、Pb復合作用對土壤水解酶活性的影響通過觀察法獲得的平均值（表3）可知，轉(zhuǎn)化酶活性、脲酶活性及堿性磷酸酶活性的最大值分別出現(xiàn)在實驗3、實驗1和實驗1。對不同因素而言，分析每個水平上三種水解酶的平均值，轉(zhuǎn)化酶活性、脲酶活性及堿性磷酸酶活性的最大值分別出現(xiàn)A1B1C4D3，A1B2C3D1及A1B1C1D3，并且A1B1C1D3與觀察法的結(jié)果一致。方差分析結(jié)果顯示（表4），在95%置信區(qū)間下，Cu對三種水解酶活性有顯著影響，Zn和Pb對三種水解酶活性影響不顯著。Cu對三種水解酶活性影響程度脲酶＞堿性磷酸酶＞轉(zhuǎn)化酶。

2.2Cu、Zn、Pb的交互作用及各自主效應對土壤酶活性的影響表5是觀察法的分析結(jié)果，轉(zhuǎn)化酶、脲酶和堿性磷酸酶活性的最大值分別出現(xiàn)在實驗6、實驗4和實驗1。分析每個水平水解酶活性總和的平均值，轉(zhuǎn)化酶、脲酶和堿性磷酸酶活性的最高值是A2B2C2，A1B2C2及A1B1C2。A1B2C2與觀察法結(jié)果一致，其他兩個值與觀察法結(jié)果相近。方差分析結(jié)果顯示（表6），這些因素與轉(zhuǎn)化酶活性關(guān)系不顯著；Cu和Zn對脲酶活性有顯著影響(p＜0.05)，Cu×Zn在p＜0.10時對脲酶活性有顯著影響；其他因素，如Pb，Cu×Pb，Zn×Pb與脲酶活性之間無顯著差異。然而，在95%置信區(qū)間下，除了Zn×Pb，其他因素與堿性磷酸酶活性之間均有明顯差異。圖1~3是添加到土壤樣品中重金屬濃度與土壤酶活性之間的關(guān)系圖。從圖1可以看出，樣品的三種土壤酶活性都比參考樣品(沒有添加外源重金屬)酶活性低。Cu對脲酶和堿性磷酸酶活性影響具有相同的規(guī)律，即隨著Cu濃度的增加，土壤酶活性顯著降低，并且在Cu濃度從100增加到400mg•kg-1時，堿性磷酸酶活性急劇下降。Cu濃度為400mg•kg-1時，脲酶活性和堿性磷酸酶活性分別是對照樣品酶活性的49%和56%。當Cu濃度小于35mg•kg-1時，轉(zhuǎn)化酶活性受到明顯抑制作用，從35增加到100mg•kg-1時，酶活性輕微降低；當Cu濃度從100增加到400mg•kg-1時，酶活性顯著降低。圖2展示的是添加Zn以后三種水解酶活性表現(xiàn)出的不同變化規(guī)律。在Zn的濃度為500mg•kg-1時，轉(zhuǎn)化酶活性和堿性磷酸酶活性均比對照樣品酶活性降低，分別是對照樣品酶活性的97%和91%，而脲酶活性有所增加，是對照樣品的107%。首先，低濃度的Zn抑制轉(zhuǎn)化酶活性，隨后又表現(xiàn)出激活特性，當Zn濃度從300增加到500mg•kg-1時，酶活性有緩慢的增加；脲酶活性表現(xiàn)出不同的變化趨勢，從最初顯著增加到無明顯變化。通常Zn對堿性磷酸酶活性表現(xiàn)出抑制作用。Zn對轉(zhuǎn)化酶活性和脲酶活性的強化效應可能與它們是金屬酶有關(guān)，并且該金屬是Zn[3]。圖3描述的是三種土壤水解酶活性對添加的外源Pb的響應。總體看，在Pb濃度為500mg•kg-1時，轉(zhuǎn)化酶活性和脲酶活性均比對照樣品升高，而堿性磷酸酶活性降低，是對照樣品酶活性的87%。在低濃度時，Pb抑制轉(zhuǎn)化酶活性，激活脲酶活性。在濃度從35增加到500mg•kg-1時，轉(zhuǎn)化酶活性隨Pb濃度增加而升高，而隨后轉(zhuǎn)化酶活性顯著降低；脲酶活性隨Pb濃度增加表現(xiàn)出不同的變化規(guī)律，當Pb濃度從35增加到350mg•kg-1時，酶活性降低，從350增加到500mg•kg-1時，酶活性顯著增加；Pb則是堿性磷酸酶活性的抑制劑。不同的培養(yǎng)時間對酶活性也有一定的影響。在7到14天時，隨培養(yǎng)時間的延長，轉(zhuǎn)化酶活性和堿性磷酸酶活性表現(xiàn)出相同的變化趨勢，即酶活性先升高，后降低。對脲酶活性而言，在第7天時有顯著降低，隨后隨時間延長緩慢降低。水解酶活性與所添加的外源污染物的量之間的多元回歸方程(式1~3)顯示的信息與以上分析結(jié)果類似。從堿性磷酸酶活性與各污染因素添加量之間的多元回歸方程可見，Cu、Zn、Pb的回歸系數(shù)分別為-2.152、-0.451及-0.831，各因素對酶活性均表現(xiàn)為抑制作用，并且對酶活性影響的順序是Cu＞Pb＞Zn。另外，Zn和Pb對脲酶活性表現(xiàn)出激活作用，而Zn對轉(zhuǎn)化酶活性幾乎沒有影響，這些結(jié)論與以前的研究成果一致，同時與方差分析的結(jié)果相符。

3討論

復合重金屬對土壤酶活性的影響早有報道。本研究發(fā)現(xiàn)，與其他污染物相比，Cu可明顯抑制土壤水解酶活性，并且抑制程度隨金屬Cu的含量增加而增大。Zn對轉(zhuǎn)化酶活性和脲酶活性沒有明顯作用，不過Zn濃度為100mg•kg-1時可提高脲酶活性。然而，隨著添加Zn量的增加堿性磷酸酶活性受到抑制。其實Cu、Zn和Pb對堿性磷酸酶活性均表現(xiàn)出抑制作用。重金屬抑制土壤酶活性的機理有幾種方式，包括使酶的催化活性基團失活、使蛋白質(zhì)變性以及與那些形成酶-底物復合物所必需的金屬離子競爭等[15]。Wang等發(fā)現(xiàn)土壤磷酸酶活性與金屬Cu之間呈顯著的負相關(guān)關(guān)系。Khan等指出重金屬可與酶的巰基反應，形成金屬-硫化物等同物進而抑制和/或使酶活性失活。抑制劑可通過改變酶的分子結(jié)構(gòu)進而抑制脲酶活性。另外一些學者研究認為當重金屬含量達到2000mg•kg-1時，脲酶活性可完全消失。Zeng等也指出，通常在特定的環(huán)境條件下，某些元素的含量超過某一范圍時會對植被和微生物帶來負面效應。另外，不同種類的酶對重金屬含量變化帶來的響應也不同。這可能取決于酶的靈敏度、酶結(jié)構(gòu)上的抑制以及季節(jié)影響。同時，土壤因素，如pH、土壤有機質(zhì)含量和粘土礦物成分也會有一定的影響。Wyszkowska等指出土壤酶活性對重金屬影響的靈敏度排序是脫氫酶＞脲酶＞堿性磷酸酶。當重金屬進入土壤，它們可以改變土壤pH值，一般是導致土壤酸化。Renella等認為在堿性土壤中，酸性磷酸酶活性更易受影響，而堿性磷酸酶活性在酸性土壤中更易受影響。除此之外，重金屬抑制土壤酶活性的機理可能是鈍化催化活性基團，與那些可以形成酶-底物復合物的重金屬離子競爭，或者是使蛋白質(zhì)成分失活。培養(yǎng)時間對三種土壤水解酶活性也表現(xiàn)出不同的影響。不過在第35天時所有的土壤酶活性均比第3天時低，這個結(jié)果與Naidu等的結(jié)論一致，即隨著重金屬在土壤中時間的延長，重金屬的生物可利用性降低。因為重金屬的生物利用率是土壤酶活性的主要來源，有其是對土壤微生物和植物。當三種重金屬同時存在時，他們對酶活性影響的強度并不是他們單獨存在時對酶活性影響程度之和，這可能是與同一個實驗中的三種重金屬之間發(fā)生了相互作用有關(guān)。在我們國家，土壤中重金屬的主要來源有污水灌溉、工業(yè)廢棄物堆放、城市固體垃圾堆放以及大氣沉降等。劉樹慶發(fā)現(xiàn)在保定市污水灌溉的農(nóng)田中Zn、Cu、Pb和Cd的含量非常高，并且隨著持續(xù)的污水灌溉金屬含量一直在增加。另外，由于土壤存在多種重金屬復合污染，其中種植的蔬菜也應經(jīng)被污染。在該研究中，很少有人指出土壤中Cu、Zn、Pb的含量已接近污染的水平。有交互作用的實驗結(jié)果顯示，三種重金屬復合效應對堿性磷酸酶活性影響最顯著，尤其是Cu×Pb，其次是Cu×Zn。不過它們的這些影響都不及Cu單獨存在時顯著。Wyszkowska等曾有過類似的報道，他發(fā)現(xiàn)當Cu與其他重金屬（如Zn、Pb、Cd和Cr）同時存在時，它對土壤酶活性的抑制作用比它單獨存在時弱。對于此現(xiàn)象，其他解釋是當兩種重金屬同時作用時(Cu×Zn,Cu×Pb)，Zn或Pb對土壤酶活性有保護作用。與Zn、Pb的自主效應比較，兩者的復合效應降低了，這說明它們對堿性磷酸酶活性的影響具有拮抗作用。盡管Cu或Zn對轉(zhuǎn)化酶活性有輕微影響并且沒有統(tǒng)計顯著性，不過它們的復合效應影響增加了，這說明在它們的二元系統(tǒng)中存在協(xié)同效應。不過，二元系統(tǒng)對堿性磷酸酶活性的抑制作用沒有它們單獨存在時顯著，這可能是由于二者之間存在負的協(xié)同抑制效應。總之，添加的Cu、Zn、Pb對研究的三種土壤水解酶活性均呈現(xiàn)不同的影響。土壤酶活性被抑制或激活的程度隨重金屬種類及其濃度以及土壤酶種類的不同而有差異。一些學者報道土壤酶受到抑制或激活的程度順序與眾多因素有關(guān)，包括重金屬種類、重金屬濃度、分析的土壤酶種類；溶液中重金屬與土壤酶官能團之間的反應；重金屬之間的反應；土壤的理化性質(zhì)，如pH、陽離子交換量、有機質(zhì)含量，以及粘土礦物種類和含量等。這些過程可能導致土壤中不同重金屬對土壤酶活性抑制或激活效應的不同。這些結(jié)果與其他的一些將土壤酶活性作為土壤重金屬污染指示劑的研究結(jié)論一致。

4結(jié)論

篇4

關(guān)鍵詞：土壤微生物；微生物生物量；土壤酶活性；種植年限；菜地

中圖分類號：S158.5；S154 文獻標識碼：A 文章編號：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僅是土壤有機質(zhì)和土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化與循環(huán)的動力， 還是土壤中植物有效養(yǎng)分的儲備庫，能直觀地反映土壤微生物和土壤肥力狀況[1]。土壤酶參與了腐殖質(zhì)的合成與分解以及土壤中一切生物化學的過程，是一個反映土壤質(zhì)量的生物學指標。

不同耕作方式對土壤微生物生物量及酶活性有一定的影響，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對土壤微生物生物量的作用也是不一樣的。宇萬太等[3]研究表明，與其他利用方式相比，裸地處理的微生物生物量碳最低。近幾十年來，化學肥料施用已成為農(nóng)業(yè)增產(chǎn)的重要措施之一，對農(nóng)業(yè)生產(chǎn)起到了積極的推動作用[4]。但是，長期施用化肥會影響土壤的理化性質(zhì)，從而引起土壤微生物數(shù)量、微生物生物量碳、微生物生物量氮以及酶活性的變化[5]。

近年來，國內(nèi)外對不同耕作方式，不同土地利用類型和不同施肥量及施肥種類方面進行了大量的研究[1，5-8]。長期施肥對土壤中微生物、微生物生物量以及酶活性的影響主要集中在種植糧食作物（水稻、玉米等）的土壤上，對于菜地土壤的研究較少。由于菜地土壤復種指數(shù)高，施肥量相當于糧食土壤的幾倍，種植蔬菜的年限不同，施入土壤中的化肥量差異較大，種植蔬菜年限越久，施入土壤的化肥就越多。因此，本研究就不同蔬菜種植年限下，不同化肥施用量對菜地土壤微生物數(shù)量、微生物生物量碳和微生物生物量氮以及土壤酶活性進行了研究，以期闡明化肥施用量對菜地土壤質(zhì)量的影響，為菜地合理、科學施肥提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗土壤

試驗所采集的土壤是來自重慶市九龍坡區(qū)白市驛鎮(zhèn)的蔬菜基地。1997年之前，重慶市九龍坡區(qū)白市驛鎮(zhèn)主要種植水稻、玉米等糧食作物。在1997年之后，該地區(qū)慢慢地向蔬菜種植方向發(fā)展，至今已形成了較大規(guī)模的蔬菜基地。該區(qū)土壤為灰棕紫泥土。由于該地區(qū)的土壤主要用于種植蔬菜，蔬菜一年種植3～6季，復種指數(shù)一般為400%～600%，遠高于糧食的復種指數(shù)。蔬菜基地具有高復種指數(shù)和一年多季的特點，因此投入到土壤中的化肥量也相應的高，肥料品種也相應的多。為了更好地了解不同種植年限下（即不同施肥年限下）土壤中微生物生物量和酶活性的變化規(guī)律，本試驗在同一區(qū)域分別采集了種植1、5、10和15年的蔬菜地的表層（0～20 cm）和亞表層（20～40 cm）土壤，研究不同種植年限對菜地土壤微生物生物量碳、氮及酶活性的影響。

具體采樣方法為：分別選取種植了1年、5年、10年和15年的蔬菜地，每個種植年限各選3個地塊，每個地塊皆采用梅花式多點采樣法，分別采集0～20 cm表層和20～40 cm亞表層的土壤，采用四分法留取5 kg的土壤，然后將表層和亞表層的土壤分別裝袋并做好記錄。采集完之后帶回實驗室，一部分在自然狀況下風干，用于常規(guī)的養(yǎng)分分析；另一部分保存在4 ℃的冰箱內(nèi)，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測定。其采樣點的基本情況及土壤的理化性質(zhì)見表1和表2。

1.2 測定指標及方法

細菌采用牛肉汁蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基平板混菌法培養(yǎng)測定；真菌采用馬丁氏瓊脂培養(yǎng)基平板混菌法培養(yǎng)測定；放線菌采用高氏1號瓊脂培養(yǎng)基平板混菌法培養(yǎng)測定。土壤微生物生物量碳（SMBC）采用熏蒸提取-容量分析法測定；土壤微生物生物量氮（SMBN）采用熏蒸提取-納式試劑比色法測定。過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定；脲酶活性采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測定；蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定。

上述試驗結(jié)果的數(shù)據(jù)均采用Microsoft Excel 2003和SPSS進行數(shù)據(jù)處理；圖形利用Excel軟件繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同種植年限對菜地土壤微生物數(shù)量的影響

從表3可以看出，不同種植年限的菜地土壤中細菌、真菌和放線菌的數(shù)量存在較大差異。不同種植年限下，無論是在表層（0～20 cm）還是在亞表層（20～40 cm）的土壤中，微生物三大類菌的種群數(shù)量分布趨勢細菌數(shù)量最多，其次為真菌，放線菌數(shù)量最少。這是因為土壤微生物對施肥方式的敏感性不一樣造成的。隨著施用化肥年限的增加，真菌數(shù)量有較大的變化，最高可達11.26×105個/g，最低僅2.68×105個/g。無論是在表層還是亞表層土壤中，放線菌的種群數(shù)量都比較少。在不同的施肥年限下，表層土壤中的放線菌數(shù)量的最高峰出現(xiàn)在種植10年的菜地土壤中，亞表層土壤中的放線菌數(shù)量的最高峰出現(xiàn)在種植5年的菜地土壤中。

從表3還可以看出，種植15年蔬菜的土壤中微生物種群數(shù)量不高。有研究表明，隨著種植年限的增加， 土壤中鹽分增加， 土壤酸化與養(yǎng)分失調(diào)造成對微生物的抑制作用[9]。表層和亞表層土壤中，三大微生物菌群數(shù)量除表層土壤細菌外，其余最高值都出現(xiàn)在種植5年或10年的菜地土壤中，可能原因在于種植5年和10年的土壤都是采用一年五季的種植制度，就會使用更多的肥料。由于施肥量的增加，引入了更多的營養(yǎng)物質(zhì)，為微生物積累更多的養(yǎng)分，這樣更有利于微生物的生存。黃玉霞等[10]的研究也表明，在一定范圍內(nèi)隨著種植年限的增加， 土壤中的養(yǎng)分有所積累，使微生物有一個有利于繁殖的物質(zhì)環(huán)境，土壤微生物三大類菌的種群數(shù)量呈上升趨勢。

2.2 不同種植年限對菜地土壤微生物生物量碳、氮的影響

2.2.1 不同種植年限對菜地土壤微生物生物量碳的影響 土壤微生物生物量是土壤中的活性營養(yǎng)庫， 調(diào)控著土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化循環(huán)及有效性。土壤微生物生物量碳、氮含量與環(huán)境、施肥及作物生長有密切關(guān)系。由表4可知，對于SMBC來說，除了種植10年的菜地表層土壤中SMBC含量和亞表層土壤中的含量相差不大以外，種植1、5和15年的菜地表層土壤中SMBC含量是亞表層土壤中的16.8、4.2和1.6倍，這與徐陽春等[1]研究結(jié)果相似。可能原因在于植物殘體及連年施入的有機肥主要積累在表土層中， 相應地可供微生物維持生命活動的能量充足，從而導致表層土壤中微生物生物量碳含量高。但總體來說，SMBC的含量都比較低，這是由于長期施用化肥，尤其是無機氮肥，雖然增加了植物根茬等的殘留， 但由于土壤的碳、氮比（C/N）下降， 加速了土壤中原有有機碳分解， 導致土壤中積累的有機碳總量較少[10]。

2.2.2 不同種植年限對菜地土壤微生物生物量氮的影響 除了種植5年的菜地表層土壤SMBN含量比亞表層中的高了29.9%外，其余種植年限的表層土壤中SMBN含量都比亞表層中的高了48%以上。總的來說，在不同的種植年限下，表層土壤中的SMBN都高于亞表層土壤中的SMBN含量。可能原因在于表層土壤的透氣性比亞表層的好，有利于微生物的活動，從而表層土壤中的SMBN含量也相應的高。巨曉棠等[11]對冬小麥生育期土壤微生物生物量氮的變化監(jiān)測結(jié)果表明， 其含量在不同土層順序為0～20 cm>20～40 cm>40～60 cm， 這主要是因為土壤表層有機質(zhì)含量豐富， 微生物活動旺盛。對亞表層土壤而言，SMBN的含量隨施肥年限的增加，最高峰出現(xiàn)在種植10年的土壤中，可能原因在于雞糞肥的使用使得土壤中的C/N較高。仇少君等[12]對土壤微生物生物量氮及其在氮素循環(huán)中作用研究表明，C/N愈高對土壤微生物生物量氮影響持續(xù)時間愈長。

SMBN含量隨施肥年限的變化趨勢與SMBC有所不同，且SMBN在土壤中的含量一般高于SMBC含量。徐陽春等[1]研究發(fā)現(xiàn)化肥與秸稈、綠肥、豬糞等有機肥配合施用后， 促進了土壤微生物大量繁殖， 從而固持了一部分氮素。被微生物固持氮素中的一部分被礦化釋放出來， 供作物吸收；另一部分就轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的有機氮， 最終使土壤氮素含量增加。此外還可能是菜地土壤中均使用了雞糞肥，由于雞糞肥具有固氮的功能而且C/N較高，所以施用的氮肥容易被固定，從而有利于土壤微生物生物量氮的形成。黃玉霞等[10]研究表明將C/N較高的有機物料與化學氮肥一同施入土壤， 肥料氮先固定到微生物體內(nèi)， 被固定的無機氮肥避免了揮發(fā)、淋洗和反硝化的損失，對提高氮肥利用效率和保護環(huán)境具有積極的作用，這樣就有更多的SMBN積累。

2.3 不同種植年限對菜地土壤酶活性的影響

土壤酶是來自于微生物、動植物活體或殘體的一類生物活性物質(zhì)， 它可以催化土壤中的生物化學反應，在土壤生態(tài)系統(tǒng)中起著關(guān)鍵作用。本試驗根據(jù)具體情況主要測定了不同種植年限下土壤0～20 cm表層和20～40 cm亞表層中過氧化氫酶、脲酶以及蔗糖酶的含量。由表5可以看出，該采樣地點的土壤中過氧化氫酶活性比較穩(wěn)定，而蔗糖酶活性和脲酶活性在不同的種植年限以及不同的土層間浮動都比較大。

2.3.1 不同種植年限對菜地土壤過氧化氫酶活性的影響 過氧化氫酶不僅參與了生物的呼吸代謝活動，而且還可以解除在呼吸過程中產(chǎn)生的對活細胞有害的過氧化氫[4]。過氧化氫酶活性與好氧微生物數(shù)量、土壤肥力有密切的聯(lián)系[13]。從表5可以看出，對表層土壤來說，除了種植10年的土壤中過氧化氫酶的活性較高（1.62 mL/g）外，其余種植年限的土壤中過氧化氫酶活性變化不大，維持在1.23～1.30 mL/g。對亞表層土壤來說，過氧化氫酶的活性較表層土壤中的穩(wěn)定，在不同種植年限下的過氧化氫酶活性相差不大。表層土壤中的過氧化氫酶活性比亞表層的略強，但是并沒有很大差異，可能是由于表層土壤的透氣性比亞表層的好，這樣有利于好氧微生物的增長， 因而表層土壤過氧化氫酶活性略強。總的來說，在0～20 cm和20～40 cm土層中，不同的種植年限對土壤中過氧化氫酶活性的影響并不大。這與賀婧等[14]研究結(jié)果相一致。

2.3.2 不同種植年限對菜地土壤脲酶活性的影響 脲酶對尿素的轉(zhuǎn)化起到重要作用[15]。從表5可以看出，在表層土壤中，除了種植15年的土壤脲酶活性較強以外，其余表層土壤中的脲酶活性是隨著種植年限的增加呈減弱的趨勢，平均為0.66～1.06 mg/g。在亞表層土壤中，除了種植5年的土壤脲酶活性較弱以外，其余種植年限的脲酶活性為0.36～0.95 mg/g。在各種植年限下，表層土壤的脲酶活性多數(shù)比亞表層土壤的高的多，可能是由于表層土壤的透氣性比亞表層的好，這樣有利于好氧微生物的增長， 因而表層土壤脲酶活性明顯增強。將同土層中的土壤脲酶活性平均值與施肥年限進行相關(guān)性分析，結(jié)果顯示，表層土壤脲酶活性與施肥年限呈正相關(guān)，但是相關(guān)關(guān)系并不顯著（r=0.562，P=0.439>0.05）；亞表層土壤脲酶活性與施肥年限也呈正相關(guān)，相關(guān)關(guān)系也不顯著（r=0.440，P=0.956>0.05）。總的來說，土壤脲酶活性與施肥年限存在正相關(guān)關(guān)系，該結(jié)論與賀婧等[14]研究結(jié)果相一致。

2.3.3 不同種植年限對菜地土壤蔗糖酶活性的影響 蔗糖酶是土壤中的另一種酶，它能促進蔗糖水解生成葡萄糖和果糖， 對增加土壤易溶性營養(yǎng)有著重要的作用[16]。結(jié)果表明，表層土壤中蔗糖酶活性隨著施肥年限的增加而變化，在種植10年的土壤中蔗糖酶活性出現(xiàn)最高峰值，為3.27 mg/g。將表層土壤中的蔗糖酶活性與不同種植年限進行相關(guān)性分析，表明表層土壤蔗糖酶活性與種植年限呈負相關(guān)關(guān)系，但是相關(guān)關(guān)系并不顯著（r=-0.314，P=0.686>0.05）。在種植1～10年的亞表層土壤中，蔗糖酶活性為0.91～3.40 mg/g，種植15年的亞表層土壤中的蔗糖酶活性最低。將亞表層土壤中的蔗糖酶活性與不同種植年限進行相關(guān)性分析，表明亞表層土壤蔗糖酶活性與種植年限呈負相關(guān)，但是相關(guān)關(guān)系并不顯著（r=-0.528，P=0.472>0.05）。黃玉霞等[10]研究表明，隨著土壤剖面深度的增加， 蔗糖酶的活性降低。但是本試驗結(jié)果顯示，土壤表層和亞表層的蔗糖酶活性浮動比較大，可能原因在于農(nóng)戶采用的施肥方式與栽培管理措施不同。

3 小結(jié)與討論

袁玲等[8]研究結(jié)果表明，施肥必然會影響土壤環(huán)境， 影響植物根系、土壤微生物、土壤動物，從而影響到來源于這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， 以及現(xiàn)代農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的需求，土壤每年必須投入大量的肥料特別是化肥來提高農(nóng)作物的產(chǎn)量，因此隨著土壤被用于農(nóng)業(yè)的時間增加，肥料的使用量也會隨之增加。所以不同種植年限必然會對土壤酶、微生物以及微生物生物量產(chǎn)生一定的影響[14]。本試驗研究表明：

1）長期施肥對土壤中三大微生物類群是有一定影響的，不同種植年限下，表層（0～20 cm）和亞表層（20～40 cm）的土壤中，細菌數(shù)量最多，其次為真菌，放線菌數(shù)量最少，其中種植了15年的菜地土壤中的微生物種群數(shù)量最少，這與黃玉霞等[10]的研究結(jié)果是大體一致的。

2）長期施肥會改變土壤理化性質(zhì)，由于土壤微生物生物量對土壤環(huán)境的變化十分敏感，因此隨著施肥年限的改變，土壤微生物生物量也會隨之而改變。對于土壤微生物生物量碳來說，0～20 cm土壤中的SMBC隨著種植年限的增加逐漸遞減；對于土壤微生物生物量氮來說，0～20 cm的SMBN隨著種植年限的增加其含量比較穩(wěn)定。同時，長期施肥對不同土層間微生物生物量碳的影響要比微生物生物量氮的影響大些。

3）土壤酶活性具有一定的敏感性，長期施肥也必然會引起土壤酶活性的變化，因為施肥引入營養(yǎng)物質(zhì)，改善了土壤中微生物的活性和分布，從而改變了土壤酶活性。隨著施肥年限的增加，土壤中過氧化氫酶活性比較穩(wěn)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層間浮動都比較大。一般情況下，隨著土層深度的加深，過氧化氫酶、蔗糖酶以及脲酶的活性相對減弱，這是因為表層土壤透氣性較好，有利于好氧微生物的代謝活動，而且農(nóng)戶不同的耕作方式對土壤中酶活性的影響也較大。

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篇5

[關(guān)鍵詞] 黃連；土壤；微生物；酶

黃連Coptis chinensis Franch屬毛茛科多年生草本植物，具有清熱燥濕，瀉火解毒之功效，廣泛用于腸道感染，對肺結(jié)核、猩紅熱、急性扁桃腺炎和呼吸道感染等也有一定療效，是傳統(tǒng)的大宗道地中藥材[1-2]。在黃連種植過程中，通過莖葉淋溶，根系分泌和植物殘體腐解等多種途徑向土壤中釋放小檗堿（berberine）、黃連堿（coptisine）、巴馬汀（palmatine）、藥根堿（jatrorrhizine）、甲基黃連堿（worenine）和表小檗堿（epiberberine）、小檗紅堿（berberrubine）等化感物質(zhì)[3]。其中，以小檗堿的分泌量最高，可達總分泌物的80%以上[4]。種植黃連后的土壤必須間隔2～3年才能再次種植，連作障礙極其嚴重。

相對于棉花-小麥-棉花輪作，棉花連作使土壤微生物種群數(shù)減少36.5%，種群結(jié)構(gòu)改變，多樣性指數(shù)顯著降低[5]；在牧草地和種植芒果的土壤中，微生物碳氮量和標記性磷脂脂肪酸總量顯著高于菜地，各磷脂脂肪酸的含量也因種植作物不同而異[6]；集約化農(nóng)業(yè)生產(chǎn)降低土壤有機質(zhì)，微生物種群減少，合理輪作能提供豐富多樣的有機質(zhì)，滿足不同微生物的營養(yǎng)需要，微生物活性與種群數(shù)顯著高于單一種植[7]；在黃花蒿種植過程中，所釋放的青蒿素對土壤某些細菌產(chǎn)生抑制作用，土壤微生物的多樣性降低，種群結(jié)構(gòu)改變[8]；在種植丹參的根際土壤中，氨化細菌、固氮細菌、有機/無機磷細菌等顯著減少，但亞硝化細菌、硝化細菌、反硝化細菌等微生物種群顯著增加。因此可見，種植植物對土壤微生物產(chǎn)生深刻影響。

目前，關(guān)于黃連根系分泌物對土壤微生物影響的研究甚少，導致對其連作障礙的成因認識不足。此外，微生物是土壤酶的重要來源，其活性及種群對土壤酶產(chǎn)生潛在影響，而土壤酶催化土壤生物化學反應，如氧化還原、有機質(zhì)降解、硝化與反硝化、腐殖質(zhì)合成等，故微生物活性、種群與土壤功能密切相關(guān)[8]。作者利用不同濃度的黃連須根浸提液，通過培養(yǎng)試驗研究了它們對土壤微生物及酶活性的影響，為揭示黃連連作障礙發(fā)生機制積累了資料。

1 材料與方法

1.1 供試樣品 供試土壤為西南大學農(nóng)場的中性紫色土，質(zhì)地中壤、pH 6.68、有機質(zhì)20.03 g?kg-1、全氮3.32 g?kg-1、有效磷16.43 mg?kg-1、速效鉀119.8 mg?kg-1。采集0～20 cm耕作層，揀去雜物，風干，過1 mm 篩，取250 g土壤于500 mL塑料杯中備用。

供試黃連須根（fibrous root extracts of Coptis chinensis，REC）購自重慶市石柱縣黃連有限公司，小檗堿50.20 mg?g-1，（80±1） ℃烘干，粉碎過2 mm篩。準確稱取20.00 g，加1 L蒸餾水37 ℃浸泡72 h后抽濾，濾液用去離子水定容至1 L備用。

1.2 試驗設計 考慮到1 g?L-1黃連根莖浸提液可抑制幼苗生長[4]，試驗分別在供試土壤中加入0，6.25，9.375，12.5，25 mL黃連須根浸提液，即土壤中的黃連須根浸提液質(zhì)量分數(shù)為0，500，750，1 000，2 000 mg?kg-1，相當于小檗堿質(zhì)量分數(shù)為0，25，37.5，50，100 mg?kg-1，混合均勻。然后，加水至土壤最大田間持水量（24.29%）的（70±2）%，（25±1） ℃培養(yǎng)10 d。

1.3 測定項目 利用稀釋平板分離計數(shù)法測定土壤中的細菌（牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基）、真菌（馬丁氏培養(yǎng)基）、放線菌（高氏一號培養(yǎng)基），自生固氮菌（Ashby無氮培養(yǎng)基）、磷細菌（磷酸鈣+植酸培養(yǎng)基）、鉀細菌（鋁土礦培養(yǎng)基）、氨化細菌（蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基）和硝化細菌數(shù)量（改良Stephenson培養(yǎng)基B）[9-11]，并通過形態(tài)和生理生化反應等對自生固氮菌、磷細菌、鉀細菌、氨化細菌和硝化細菌數(shù)進行鑒定確認，包括革蘭氏和芽孢染色、好氧性測定，氧化酶、過氧化氫酶、MR和VP反應，葡萄糖氧化、甘露醇和乳糖發(fā)酵，脲素、淀粉和明膠分解，以及 H2S 和吲哚產(chǎn)生、檸檬酸鹽、銨鹽、硝酸鹽、磷酸鹽利用等[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別用K2Cr2O7氧化法和凱氏定氮法測定[13]。微生物磷脂脂肪酸（phosphor lipid fatty acids，簡稱PLFAs）的命名、提取和分析參照Frostegard和Kourtev方法[12]。將從土壤中提取并干燥的PLFAs溶解于正己烷中， 利用氣相色譜（Hewlett-Packard 6890）測定， 載氣為氦氣， 補償氣體為氮氣，助燃氣體為空氣， 流量分別為20～30，30，300 mL?min-1， 初始溫度為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 ℃。每個樣品運行總時間31～32 min。依次采用3，5-二硝基水楊酸比色法、NH4+釋放量和TTC比色法測定土壤轉(zhuǎn)化酶、脲酶和脫氫酶活性[14]。

1.4 數(shù)據(jù)處理 用土壤PLFAs含量計算土壤微生物的種群特征值，包括多樣性指數(shù)、均勻度指數(shù)和優(yōu)勢度指數(shù)等。Shannom-Wiener多樣性指數(shù)H的計算公式為H =-∑Piln Pi，其中Pi= Ni/N， Ni為i PLFAs含量，N類微生物的PLFAs總量；Pielou均勻度指數(shù)J的計算公式為J =-∑PilnPi/lnS，S為PLFAs總含量；Simpson優(yōu)勢度指數(shù)D的計算公式為D = 1-∑Pi2 [15]。

用Excel 2003對試驗數(shù)據(jù)進行基本計算，SPSS 19.0進行統(tǒng)計分析，顯著水平設置為P

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤細菌、真菌、放線菌數(shù)量 隨著REC濃度的上升，土壤中的細菌、放線菌數(shù)量逐漸降低，而真菌則逐漸增加。當REC達到2 000 mg?kg-1時，細菌數(shù)量約比對照減少62.07%，放線菌數(shù)量約比對照減少65.90%，真菌數(shù)量卻增加了約390.91%（表1）。

2.2 土壤磷細菌、鉀細菌、自生固氮菌、氨化細菌和硝化細菌數(shù)量 土壤中加入REC后，隨著濃度上升，土壤中的磷細菌、鉀細菌、自生固氮菌、氨化細菌和硝化細菌的數(shù)量逐漸降低。在REC質(zhì)量分數(shù)達到2 000 mg?kg-1時，它們的數(shù)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、氮的變化趨勢同土壤微生物數(shù)量，即隨著REC濃度提高，土壤微生物量碳、氮降低。當REC質(zhì)量分數(shù)達到2 000 mg?kg-1時，土壤微生物碳減少了57.48%；土壤微生物氮減少了71.63%。其中，微生物氮的降幅顯著大于微生物量碳，故微生物量碳氮比隨REC濃度提高而降低（圖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，分別檢測出25，22，18種標記性PLFAs，包括代表細菌的11～19碳PLFAs，代表放線菌的10 Me 17：0和10 Me18：0，代表真菌的18：1ω9c，18：2 ω6，9，18：1ω9t，以及代表線蟲的20：0（表3）。

從PLFAs總量看，對照最高，REC 1 000 mg kg-1土壤次之，2 000 mg?kg-1土壤最低，分別為1 260.3，1 091.6，971.4 μg?kg-1。在加入REC的土壤中，代表G+細菌的PLFAs降低了69.76%～82.61%，代表G-細菌的PLFAs降低了28.83%～51.86%，代表細菌的PLFAs總量降低了24.33～44.69%，代表線蟲的PLFAs降低了38.22%～77.83%，代表真菌的PLFAs提高了25.91%～40.24%。

此外，REC處理土壤顯著降低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，但顯著提高2-OH 14：0；13：0；18：2ω6，9；18：1ω9c；18：1ω9t等PLFAs含量，其余PLFAs變化不顯著。在不同濃度REC處理的土壤中，真菌與細菌PLFAs的比值依次為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/細菌隨REC濃度提高而增加。

2.5 微生物群落特征 利用PLFAs計算獲得的植煙土壤微生物種群特征值，其中，多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)對照最高，隨著REC濃度加高，多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)降低。但是優(yōu)勢度指數(shù)無顯著變化（表4）。

2.6 土壤酶活性 REC對土壤酶活性的影響表現(xiàn)出多樣性。隨REC濃度增加，轉(zhuǎn)化酶活性提高，當REC達到2 000 mg?L-1時，其活性比對照提高了21.07%；脲酶活性降低，當REC達到2 000 mg?L-1時，其活性比對照降低了26.47%；高低濃度的REC對脫氫酶活性無顯著影響，變化在1.71～1.74 μg?g-1?d-1（圖2）。

3 討論

黃連屬于多年生草本植物，從播種到收獲一般需要3～5年，根莖入藥，須根生長旺盛。在長期的生長過程中，根系分泌和須根死亡使大量的內(nèi)含物進入土壤，可能對土壤理化和生物學性質(zhì)產(chǎn)生持續(xù)深刻的影響。

眾所周知，多樣性指數(shù)表示生物群落中的物種多寡，數(shù)值愈大表示群落中的物種越豐富；優(yōu)勢度指數(shù)越大，生物群落內(nèi)物種分異度越高[16]。一般而言，在穩(wěn)定良好的生態(tài)環(huán)境中，生物種群豐富，多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)較高，優(yōu)勢種群較多，分異度降低；反之亦然[17-18] 。在加入REC的土壤中，微生物多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)降低，說明土壤環(huán)境不佳，不適合微生物的繁殖生長，種群減少，密度降低。因此，從微生物生態(tài)學的角度看，加入REC惡化了土壤生態(tài)環(huán)境。

在加入REC的土壤中，微生物碳氮量顯著降低，說明土壤微生物生長繁殖總體上受到抑制。其中，細菌數(shù)量降低62.07%（培養(yǎng)計數(shù)），PLFAs從25種減少至18種，說明REC抑制土壤細菌生長繁殖，使細菌數(shù)量降低，種群減少。醫(yī)學研究也表明，黃連中的有效成分――小檗堿的抗菌譜較廣，對多種革蘭陽性及陰性菌均具抑菌作用，包括大腸桿菌、金黃色葡萄球菌、蘇云金桿菌、幽門螺旋桿菌、滕黃微球菌、溶血性鏈球菌、霍亂弧菌、腦膜炎球菌、志賀痢疾桿菌、傷寒桿菌、白喉桿菌等有較強的抑制作用，低濃度時抑菌，高濃度時殺菌 [19]。結(jié)構(gòu)分析發(fā)現(xiàn)，小檗堿立體結(jié)構(gòu)與四環(huán)素類和喹諾酮類結(jié)構(gòu)疊合較好，提示小檗堿可能通過抑制細菌白體30S亞基或DNA回旋酶A產(chǎn)生抑菌作用。其中，小檗堿的季銨結(jié)構(gòu)是抗菌活性所必須的結(jié)構(gòu)，C2C3位的亞甲二氧基能增強抗菌活性[20]。但是，在加入REC的土壤中，真菌數(shù)量（培養(yǎng)計數(shù)）、生物量（以PLFAs計）顯著提高，但細菌/真菌顯著降低，說明在土壤細菌生長繁殖受到抑制的情況下，打破了微生物群落之間的生態(tài)平衡，真菌可能獲得了生態(tài)優(yōu)勢而大量繁殖生長，改變了土壤微生物群落的種群結(jié)構(gòu)。值得注意的是，在土壤真菌中，植物的病原真菌比例顯著高于細菌和放線菌，REC提高土壤真菌數(shù)量可能增加病原菌相對量，可能是黃連后續(xù)作物大量發(fā)生真菌病害原因之一[21]。

磷鉀細菌、自生固氮菌、氨化細菌和硝化細菌參與土壤磷鉀活化和氮素轉(zhuǎn)化，與土壤氮、磷、鉀“三要素”的生物有效性密切相關(guān)[22]。試驗表明，REC顯著降低這些有益微生物的數(shù)量，故不利于固（供）氮、溶磷、解鉀。此外，多數(shù)自生固氮菌、磷細菌和鉀細菌屬于根際促生細菌，能分泌生長活性物質(zhì)，如生長素、細胞分裂素、玉米素等，促進植物生長[22]。因此，REC抑制這些有益微生物的生長繁殖不僅直接減少土壤養(yǎng)分供應，而且間接影響植物生長發(fā)育。土壤微生物是土壤酶的主要來源，催化土壤中的各種生物化學反應[23]。其中，脫氫酶參與土壤中的氧化還原反應，可總體上指示微生物活性[24]；轉(zhuǎn)化酶參與蔗糖水解，關(guān)系到土壤有機質(zhì)降解[25]；脲酶與土壤氮素的生物有效性密切相關(guān)[25]。在加入REC的土壤中，脫氫酶活性無顯著變化，轉(zhuǎn)化酶活性提高，脲酶活性降低，說明REC對土壤酶活性的影響表現(xiàn)出多樣性。據(jù)報道，植物根系分泌物可改變土壤硝酸還原酶、吲哚乙酸氧化酶、多酚氧化酶等多種酶的活性，影響相關(guān)生物化學反應[4]。微生物種群不同，所分泌的土壤酶也不一樣[26]。因此，土壤酶活性表現(xiàn)出多樣性變化實際上反應了微生物不同種群對REC的敏感性不一樣。REC對土壤酶活性產(chǎn)生的不同影響可能妨礙土壤生物化學反應的有序，使土壤中的物質(zhì)能量轉(zhuǎn)化處于混亂狀態(tài)，造成土壤功能失調(diào)。

總之，REC顯著降低土壤細菌數(shù)量、生物量和種群，包括磷鉀細菌、自生固氮菌、氨化細菌和硝化細菌等多種有益微生物，但提高真菌數(shù)量；微生物群落多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)降低，土壤生態(tài)環(huán)境惡化；REC對土壤酶活性的影響表現(xiàn)出多樣性，可能破壞土壤生物化學反應的有序，造成土壤功能失調(diào)。

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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

關(guān)鍵詞：綠肥；土壤；微生物；土壤酶

綠肥在我國種植歷史悠久、栽培面積大、分布范圍廣，是土壤養(yǎng)分的重要來源之一。近代，隨著化肥的大面積應用，綠肥面積不斷減少。但隨著化肥的長期使用，土壤板結(jié)、地力衰退、化肥污染等問題日益嚴重，綠肥作為一種全能生物有機肥源，再次受到人們的普遍關(guān)注。目前，針對綠肥的研究主要集中于綠肥品種的篩選、綠肥對土壤肥力影響、綠肥的增產(chǎn)作用等方面，而針對綠肥對土壤生物學活性效應的研究仍有待深入。本研究綜述目前國內(nèi)外研究情況，深入分析綠肥對土壤生物學活性的影響，旨在為綠肥作用機理的研究提供理論支持。

1 綠肥的概念及作用

近年，根據(jù)綠肥的特征與使用方式，人們對綠肥的概念作出新的解釋，即：一些作物，可以利用其生長過程中所生產(chǎn)的全部或部分鮮體，直接或間接翻壓到土壤中做肥料；或是通過它們與土作物的間套輪作，起到促進主作物生長、改善土壤性狀等作用。這些作物稱之為綠肥作物，其鮮體稱之為綠肥。

作為一種優(yōu)質(zhì)有機肥料，綠肥具有多種作用，綜合而言主要包括以下幾方面：增加土壤中的養(yǎng)分；改善土壤理化性狀；加快土壤腐解作用，增加土壤有機質(zhì)含量；防止土壤養(yǎng)分流失及風沙侵蝕；防止植物病害的產(chǎn)生。綠肥的作用是多方面的，但其起作用的主要媒介為土壤，而土壤的生物活性作為土壤性質(zhì)的重要判斷指標之一，在綠肥的作用下發(fā)生著一系列的變化。

2 綠肥對土壤微生物的效應

土壤微生物參與并推動著土壤的一系列生理生化反應，在土壤物質(zhì)發(fā)生相應變化前，微生物群落已經(jīng)對于土壤環(huán)境的改變產(chǎn)生了可靠而直接的響應，良好、穩(wěn)定的微生物群落結(jié)構(gòu)是土壤肥力重要指標之一。綠肥的施加可以改變土壤中微生物群落的組成、數(shù)量與活性等。

2.1 綠肥對土壤微生物群落的效應

土壤微生物群落的組成在很大程度上決定了土壤有機質(zhì)的周轉(zhuǎn)及土壤肥力和質(zhì)量，是土壤肥力的重要指標之一。有研究表明綠肥翻壓可以引起微生物群落結(jié)構(gòu)的改變，增加土壤細菌多樣性。綠肥翻壓后，與空白對照相比，土壤中細菌、真菌、放線菌三大類群微生物的總量均有大幅度的增加。土壤微生物量碳（MBC）與微生物量氮（MBN）的比值可以用來表征土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)與狀態(tài)。賈舉杰等（2007）研究認為在棄耕地中種植豆科植物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺），可以影響土壤的MBC/MBN，其中以種植紫花苜蓿的比值最高，并且土壤微生物群落中以真菌占優(yōu)勢。研究表明，在種植煙草的土壤中施加秸稈后，土壤真菌、細菌、霉菌等有害微生物的數(shù)量顯著降低，同時放線菌、磷細菌、鉀細菌等有益微生物的數(shù)量提高。林斯等（2013）研究發(fā)現(xiàn)，套種豆科綠肥可以提高土壤微生物豐富度和基因多樣性，進而提高土壤生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力。

2.2 綠肥對土壤微生物活性的效應

土壤微生物的活性反映整個土壤微生物群落或其中一些特殊種群的狀態(tài)。微生物呼吸強度可看作是衡量土壤微生物總的活性指標，它可以反映整個微生物群落（包括休眠狀態(tài)和活性狀態(tài)）的活性，研究表明綠肥在土壤中腐解的過程可以促進土壤微生物的呼吸作用，增強微生物活性。在煙草田進行綠肥間作試驗，次年掩青，發(fā)現(xiàn)綠肥作用后土壤微生物活性增強，其中以紫花苜蓿對土壤微生物活性的促進作用最強。陳欣等（2003）研究表明，保留果園生草可以使土壤解磷微生物的活性高于清耕除草果園。秦燕燕等（2009）利用氯仿熏蒸法和BIOLOG檢測法，研究了豆科作物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺）對土壤微生物的影響，結(jié)果表明添加豆科作物后，土壤微生物的碳源利用能力和多樣性指數(shù)顯著提高，微生物活性增強。

2.3 綠肥對土壤微生物生物量的效應

土壤微生物量是土壤有機質(zhì)的活性部分，是表征土壤有機質(zhì)變化的指標，參與土壤養(yǎng)分的供應和轉(zhuǎn)化，反映土壤的同化及礦化能力。微生物量的分布與土壤養(yǎng)分含量關(guān)系密切，微生物量可以更好的反映土壤中微生物的實際含量與作用潛力。研究表明，與冬季休閑處理相比，長期冬種綠肥（油菜、紫云英、黑麥草）翻壓處理的紅壤性水稻土中，微生物生物量碳、微生物生物量氮含量都有所提高，以長期冬種紫云英翻壓處理效果最明顯。岳泰新等（2009）通過葡萄園行間生草實驗發(fā)現(xiàn)與清耕（對照）相比，紫花苜蓿和白三葉處理顯著提高了土壤微生物碳和土壤微生物氮的含量。賈舉杰等（2007）在多年棄耕地中種植豆科植物（紫花苜蓿、草木樨和沙打旺），結(jié)果發(fā)現(xiàn)引入豆科植物可以顯著提高土壤中微生物量碳、微生物量氮和微生物商，進而提高土壤肥力，加速演替進程。

3 綠肥對土壤酶的效應

土壤酶是土壤植物、動物、微生物活動的產(chǎn)物，是促進土壤新陳代謝的催化劑，其活性是反映土壤生物學和生物化學變化的重要指標。由于土壤酶主要來源于活的微生物，因此其對土壤環(huán)境變化的反應十分敏感，能夠更好的反映土壤環(huán)境的變化。種植及翻埋綠肥，導致根系胞外分泌物進入土壤，直接增加了相關(guān)土壤酶，而且綠肥翻埋后為微生物提供能源與養(yǎng)分，因此來源于微生物的土壤酶相應增多。一般C/N比小，木質(zhì)素含量低的綠肥更有利于激發(fā)土壤的生物活性。

3.1 綠肥對土壤水解酶的效應

土壤水解酶是催化土壤中各種底物發(fā)生水解反應的酶類，可以催化各種有機化合物的水解和裂解反應，與土壤中多種營養(yǎng)元素的轉(zhuǎn)化和循環(huán)密切相關(guān)。水解酶通過裂解有機化合物中糖苷鍵、脂鍵、肽鍵、酸酐鍵以及其他鍵， 直接參與土壤中有機物的轉(zhuǎn)化。土壤脲酶、磷酸酶、轉(zhuǎn)化酶等的活性，可以作為土壤管理效果與土壤質(zhì)量的重要指標。有研究發(fā)現(xiàn)，Bt玉米秸稈分解比常規(guī)品種玉米秸稈分解在15、45、60和75天時，土壤蔗糖轉(zhuǎn)化酶活性顯著提高。楊曾平等（2011）研究發(fā)現(xiàn)，長期冬種綠肥翻壓處理能明顯提高土壤脲酶、轉(zhuǎn)化酶的活性，其中尤以C/N比值適中的紫云英效果顯著，這可能是由于外源加入了酶促基質(zhì)，進而提高了酶活性。張Br等（2012）研究發(fā)現(xiàn)，種植和翻壓紫云英能夠提高土壤磷酸酶活性，說明在缺乏磷素的情況下，綠肥所含的有機磷促進了土壤磷酸酶活性的提高。

3.2 綠肥對土壤氧化還原酶的效應

氧化還原酶是一類能夠催化氧離子的轉(zhuǎn)移與電子傳遞，催化土壤中氧化還原反應的酶類。土壤中的氧化還原酶在腐殖質(zhì)的形成過程中起到非常重要的作用；氧化還原酶對營養(yǎng)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化以及礦質(zhì)營養(yǎng)元素的循環(huán)有重要意義；有些氧化還原酶可以作為土壤肥力以及土壤微生物代謝活性的指標等。氧化還原酶所催化的各種反應大多數(shù)與能量的轉(zhuǎn)移反應相關(guān)，因此其在生物體內(nèi)起著不可替代的作用。脫氫酶活性被認為是指示微生物活性的最好指標之一，因為脫氫酶只存在于生活細胞體內(nèi)，能很好地估量土壤中微生物的氧化能力。有試驗結(jié)果表明，櫻桃番茄套種三葉草可以顯著提高脫氫酶活性，在三葉草生長旺盛期脫氫酶活性開始迅速上升，較對照增強70.85%～114%。李正等（2011）研究認為，翻壓綠肥能顯著提高土壤過氧化氫酶的活性，提高幅度達41.38%～71.43%。

4 綠肥應用中存在的問題與展望

我國種植綠肥歷史悠久、范圍廣泛，種植面積最大時達到耕地面積的10%左右，但目前種植面積僅為200萬公頃左右。目前生產(chǎn)中種植綠肥均處于盲目階段，沒有根據(jù)上下茬口進行專業(yè)性選擇；綠肥的施用量、施用時期等也較隨意，沒有充分發(fā)揮其增肥增產(chǎn)優(yōu)勢。科研中，對于綠肥的研究也多集中于其對作物增產(chǎn)的效果、對土壤肥力的影響等方面，而且研究并不夠深入、系統(tǒng)。如何深入分析綠肥的效應，合理利用綠肥達到最佳效益，可以從以下幾方面做起。

4.1 運用分子生物學手段進行綠肥資源調(diào)查及育種工作

利用分子生物學手段，系統(tǒng)開展不同綠肥品種的生物學特性鑒定、品種資源鑒定等；構(gòu)建不同綠肥品種的指紋圖譜，開展分子鑒定、評價與利用研究；根據(jù)不同綠肥品種作用模式，利用分子生物學方法進行特定基因定位與克隆，培育高效能轉(zhuǎn)基因品種。

4.2 綜合、系統(tǒng)分析綠肥效應

從土壤理化性質(zhì)、土壤營養(yǎng)元素、土壤有機質(zhì)、土壤生物學特性等方面綜合分析綠肥對土壤的作用方式，判斷不同綠肥品種的作用機制，確定適宜的施用方式、施用時間和最佳下茬作物等。

4.3 根據(jù)生產(chǎn)需要選擇適宜綠肥品種及施用方式

根據(jù)不同綠肥的作用方式，以及下茬作物在不同生長階段對肥料的需求情況，選擇適宜的綠肥品種。確立不同作物對應綠肥品種、施用方式、處理時間，形成栽培模式，以利于在生產(chǎn)中大面積推廣。

4.4 不同綠肥品種的綜合利用

篇7

【關(guān)鍵詞】無公害農(nóng)藥；北五味子白粉病；土壤微生物

人類在開發(fā)和利用土地的同時，不可避免的直接或間接的影響土壤中酶的活性。當前，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實踐中，農(nóng)藥的廣泛使用，是影響土壤酶活性的最主要因子。在土壤環(huán)境中，土壤酶是參與土壤新陳代謝的主要物質(zhì)，同生活著的微生物細胞一起推動著土壤中物質(zhì)的轉(zhuǎn)化，同時，在碳、氮、硫、磷等各類元素的物質(zhì)循環(huán)中扮演者重要的作用。因此，農(nóng)藥進入土壤后，與土壤酶產(chǎn)生相互作用，使土壤生理生化性狀發(fā)生改變，土壤環(huán)境會直接或間接地受到影響。農(nóng)藥對土壤微生物及酶活性的影響，已成為國際上對農(nóng)藥生態(tài)安全的一個重要的評價指標[1-2]。北五味子Schizandrachinensis是東北地區(qū)主要的藥用植物，有關(guān)無公害農(nóng)藥防治北五味子白粉病對土壤微生物的影響的研究未見報道。該項研究通過利用6種無公害農(nóng)藥防治北五味子白粉病后，農(nóng)藥對土壤中土壤微生物的影響進行分析研究，以期為科學合理的應用無公害農(nóng)藥防治北五味子及其它食用藥用植物病害防治提供參考依據(jù)。

1.材料與方法

1.1材料

1.1.1供試土樣

實驗所用土樣均采于黑龍江省林副特產(chǎn)研究所（牡丹江市）藥用植物種植基地的防治北五味子白粉病試驗區(qū)。試驗共設6個處理，每個處理重復3次。土壤樣品的取樣利用5點法，取0～25cm處耕層土壤，置室內(nèi)風干，過篩 （篩孔直徑1mm），除去植物根莖、枯枝落葉等，而后放入4℃冰箱貯存。

1.1.2供試藥品及實驗方法

（1）供試藥品：木霉菌、三唑酮20%乳油、多抗霉素、天音12.5%乳油、井岡霉素和良美可濕性粉劑。實驗方法：采用微生物用平板涂抹法、苯酚鈉次氯酸鈉顯色法、甲簪（TPF）比色法、磷酸苯二鈉比色法、3，5-二硝基水楊酸比色法和茚三酮比色法[3-6]。

1.2數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計方法

利用Excel和SPSS18.0對試驗所得數(shù)據(jù)進行處理和分析，并進行單因素方差分析。

2.結(jié)果與分析

利用6種無公害農(nóng)藥防治北五味子白粉病后，土壤微生物數(shù)量及多樣性在農(nóng)藥的影響下，土壤中細菌、真菌、放線菌以及微生物總數(shù)均有不同程度的降低。其中，土壤細菌數(shù)量變化最顯著 （表4-1），研究結(jié)果表明，6種無公害農(nóng)藥處理對土壤中細菌的影響分別較真菌、放線菌的影響明顯，分別高1.96～2.10、1.0～1.49倍；與對照相比，不同農(nóng)藥處理土壤中細菌數(shù)量與土壤微生物總數(shù)差異顯著，不同農(nóng)藥處理后土壤中微生物多樣性指數(shù)表現(xiàn)為上升。研究還發(fā)現(xiàn)，不同農(nóng)藥處理后，土壤中土壤微生物的組成及土壤微生物各種群數(shù)量發(fā)生了變化。

表4-1 6種無公害農(nóng)藥對土壤微生物數(shù)量的影響

注：表中同列不同小寫字母表示在0.05水平差異顯著。

3.結(jié)論與討論

在6種無公害農(nóng)藥防治北五味子白粉病后，土壤中細菌、真菌和放線菌數(shù)量在微生物總數(shù)中所占比例都不同程度的發(fā)生了變化，同時，多樣性指數(shù)也在不同程度上表現(xiàn)出降低現(xiàn)象，說明無公害農(nóng)藥在防治北五味子白粉病后，土壤微生物群落在結(jié)構(gòu)和組成上發(fā)生了變化，為科學利用農(nóng)藥奠定了理論依據(jù)。土壤環(huán)境中微生物群落結(jié)構(gòu)受土壤環(huán)境中多重因素的影響，其主要原因在于微生物之間存在的復雜的互作機制，我們并不能簡單地歸納為農(nóng)藥作用發(fā)生了變化。本項研究中6種無公害農(nóng)藥防治北五味子白粉病后，均不同程度的抑制了微生物的生長，研究結(jié)果顯示，6種無公害農(nóng)藥對土壤中微生物影響大小的順序依次為：細菌>放線菌>真菌。土壤微生物是土壤環(huán)境中土壤生物的重要組成部分，是影響土壤性狀及土壤肥力主要因素之一。在林業(yè)生產(chǎn)實踐中，應遵從國家相關(guān)法律法規(guī)科學合理的選擇和使用農(nóng)藥，最大程度的降低和減少農(nóng)藥對土壤環(huán)境的影響。 [科]

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篇8

    目前普遍認為轉(zhuǎn)基因作物外源物質(zhì)進入土壤的途徑主要有2條:一是通過轉(zhuǎn)基因作物遺留在田間的植株殘體及花粉向土壤中釋放,這是外源蛋白進入土壤的主要途徑。二是通過轉(zhuǎn)基因植物根系分泌物進入土壤。如秸稈還田的耕作方式為外源蛋白進入土壤提供了有利的條件[46-55]。Bt蛋白通過根的分泌作用而進入土壤,已經(jīng)在很多轉(zhuǎn)基因作物(如Bt抗蟲棉,抗蟲玉米等)的研究中有報道,并且其在土壤中的含量各不相同[5,7,47,56-57]。WANG等[58]通過3年的田間和水培實驗,利用酶聯(lián)免疫反應的方法,研究了兩個轉(zhuǎn)Bt水稻“明恢63”和“汕優(yōu)63”中釋放的Cry1Ab/1Ac蛋白在土壤中的積累和轉(zhuǎn)移變化。研究發(fā)現(xiàn)在水稻生長期,種植轉(zhuǎn)Bt基因水稻的稻田水中能檢測到Cry1Ab/1Ac蛋白,而種植非Bt水稻稻田水中未檢測到該蛋白,并且在轉(zhuǎn)Bt水稻根際土壤中該蛋白的含量達到149ng/g,明顯高于非Bt水稻根際土壤中基本水平。盆栽種植實驗結(jié)果也證明了轉(zhuǎn)Bt基因水稻能通過根系分泌物向土壤中導入殺蟲晶體蛋白,而且不同生長期的含量不同[49,51-52,54,59]。另外,王洪興等[60]在實驗室條件下將轉(zhuǎn)Bt基因水稻秸稈埋入土壤后發(fā)現(xiàn)在其降解過程中,Bt毒蛋白濃度在前兩周迅速下降,隨后降解速度變慢,17~53d期間Bt濃度基本維持在6728~6196ng/g的水平[61-62],說明了轉(zhuǎn)基因外源物質(zhì)可以通過植物殘體進入土壤,而且其導入量明顯大于根系分泌的導入量,這也驗證了轉(zhuǎn)基因作物植株殘體向土壤中釋放外源物,這是外源物進入土壤的主要途徑。也有報道Cry1Ab蛋白在轉(zhuǎn)Bt水稻整個生長過程中,會在根際土壤中積累[63]。

    2轉(zhuǎn)基因水稻對土壤理化性質(zhì)的影響特點

    土壤是植物生長發(fā)育的主要載體,土壤理化性質(zhì)是評價土壤質(zhì)量的重要指標[64]。土壤的理化性質(zhì)一般分為土壤物理性質(zhì)和土壤化學性質(zhì),土壤物理性質(zhì)包括土壤pH值,含水率,電導率等;土壤化學性質(zhì)則包括土壤中各元素的含量(其中最主要是N,P,K這三大養(yǎng)分)和土壤酶性質(zhì)[65]。根際是植物與土壤最直接的相作區(qū)域,土壤中很多難溶的養(yǎng)分元素,可通過植物根系分泌物的作用轉(zhuǎn)化為有效養(yǎng)分。當外源基因插入后,轉(zhuǎn)基因植物根系分泌物的化學組分和含量極有可能發(fā)生變化[66],從而對土壤理化性質(zhì)如團聚體的大小和分布、pH、陽離子交換量及吸附性能產(chǎn)生影響[50,52,54]。另外,轉(zhuǎn)基因植物在農(nóng)藝性狀和化學成分等方面與親本非轉(zhuǎn)基因植物之間也會存在較大甚至顯著差異[55,67-69],這些差異可能會使植物組織在土壤中的自然降解、土壤有機質(zhì)含量等方面發(fā)生變化,從而影響土壤理化性質(zhì)[50,52,54]。有研究表明,與非轉(zhuǎn)基因親本相比,克螟稻(轉(zhuǎn)Bt水稻)根系分泌物中有機酸(主要為酒石酸)的含量顯著降低[70],導致作物根系土壤pH值升高,進而影響對酸性pH值敏感的微生物調(diào)控過程(如硝化作用)的速率和土壤營養(yǎng)元素的釋放[52,54]。此外,種植轉(zhuǎn)Bt基因水稻后,土壤酶活性發(fā)生了顯著變化,且變化幅度與土壤酶的類型以及轉(zhuǎn)Bt基因水稻所處的生長發(fā)育的階段有關(guān)[59];與非轉(zhuǎn)基因?qū)φ战M相比,轉(zhuǎn)Bt基因水稻種植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,而脫氫酶活性有所增加,但差異不顯著[49,53,55,59,69]。吳偉祥等[71-74]相繼報道了水淹條件下轉(zhuǎn)Bt基因水稻(克螟稻)秸稈還田對土壤酶活性的影響,其研究結(jié)果表明,與同期的親本水稻秸稈相比,孕穗期和成熟期克螟稻秸稈對磷酸酶活性的影響不大,但對脫氫酶活性的影響非常顯著,并且存在差異;而在非水淹條件下,克螟稻秸稈還田對土壤蛋白酶、中性磷酸酶、脲酶活性和土壤呼吸強度雖然沒有顯著性影響,但在培養(yǎng)過程中前63d內(nèi)土壤脫氫酶活性明顯高于對照處理,之后兩種秸稈處理間的土壤脫氫酶活性差異逐漸消失[49]。也有一些文獻報道,轉(zhuǎn)基因水稻對土壤理化性質(zhì)沒有明顯影響。LIU等[75]報道,在整個生長過程中,轉(zhuǎn)基因水稻植株對根際土壤酶活性和微生物組成沒有影響。WEI等[76]利用DGGE法,通過分析了轉(zhuǎn)Bt基因和非轉(zhuǎn)基因水稻生長發(fā)育各時期的土樣,結(jié)果表明,轉(zhuǎn)基因水稻對土壤脫氫酶、蔗糖酶、多酚氧化酶、酸性磷酸酶、脲酶以及酵素均沒有顯著性影響。從以上的這些研究結(jié)果可以看出,轉(zhuǎn)基因水稻對土壤理化性質(zhì)的影響還沒有確切性的結(jié)論,這也體現(xiàn)了轉(zhuǎn)基因水稻對土壤理化性質(zhì)影響的復雜性以及對這方面風險評價的必要性。

    3轉(zhuǎn)基因水稻對土壤動物的影響特點

    土壤動物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要成員,扮演著土壤物質(zhì)循環(huán)、提高土壤肥力、改善土壤理化性質(zhì)、維護土壤生物群落的角色,同時也在土壤質(zhì)量評價、污染監(jiān)測、污染土壤的生物修復等方面發(fā)揮著重要作用。然而,轉(zhuǎn)基因作物向土壤中產(chǎn)生的外源物質(zhì)(如Bt蛋白)很容易與土壤活性顆粒集合,在土壤中持續(xù)保留[77],并且Bt毒素能夠從非靶標物種傳遞到更高營養(yǎng)級生物[78],因而可能對土壤動物產(chǎn)生毒害,進而影響土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定。吳剛[79]等以“華恢1號”為實驗材料,研究了轉(zhuǎn)Bt基因水稻對土壤跳蟲、線蟲和螨類種群數(shù)量的影響,結(jié)果表明,轉(zhuǎn)Bt基因水稻可顯著降低長角跳科長角跳屬跳蟲、中桿屬線蟲和尖棱甲螨科尖棱甲螨屬螨類種群數(shù)量,能顯著增加等節(jié)跳科原等屬跳蟲、鉤唇屬線蟲種群數(shù)量,而對其他屬的跳蟲、線蟲和螨類種群數(shù)量無顯著影響。戚琳[80]等通過研究轉(zhuǎn)基因水稻HH1,T2A1,T1C19對土壤微生物學性質(zhì)及線蟲數(shù)量群落組成和生態(tài)指標的影響,指出不同轉(zhuǎn)Bt水稻品種對土壤線蟲數(shù)量營養(yǎng)類群組成、植物寄生線蟲成熟度指數(shù)均沒有顯著影響;而轉(zhuǎn)Bt水稻T2A1和HH1結(jié)構(gòu)指數(shù)SI均顯著增加,這些結(jié)果表明,轉(zhuǎn)Bt水稻對土壤生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能在短期內(nèi)有顯著影響。BAI等[81]進行了大田和實驗室評價后,揭示轉(zhuǎn)Bt水稻對彈尾目昆蟲及其天敵沒有負面影響。從目前的研究結(jié)果可以看出,轉(zhuǎn)Bt水稻對土壤動物的影響可能存在選擇性,不同類型的土壤動物所受影響各異。

    4轉(zhuǎn)基因水稻對土壤微生物的影響特點

    土壤微生物是維持土壤生物功能的重要組成部分,參與有機質(zhì)分解、腐殖質(zhì)形成、養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)等多種土壤生化過程。微生物功能和群落結(jié)構(gòu)的變化是土壤環(huán)境評價不可缺少的重要生物學指標[49]。ANGLE曾強調(diào)轉(zhuǎn)基因作物風險評價的重點是土壤微生物,因為它們是檢測土壤生物種群變化的最敏感指標[82-84]。當土壤中的生物體通過捕食、競爭或共生等相互影響,使敏感生物的快速反應達到一定程度后,會引起其他生物的連鎖反應,從而影響整個土壤生態(tài)系統(tǒng)[69,82-83]。目前最常用于土壤微生物多樣性和生態(tài)學的技術(shù)主要有:變性梯度凝膠電泳(denaturinggradientgelelectrophoresis,DGGE)[6,85]、擴增性核糖體DNA限制酶切片段分析(amplifiedribosomalDNArestrictionanalysis,ARDRA)[86]和末端限制性酶切片段長度多態(tài)性(terminalrestrictionfragmentlengthpolymorphism,TRFLP)[87]。這些技術(shù)和方法的采用,使得在土壤微生物多樣性、微生物種群的結(jié)構(gòu)和功能、土壤微生物與污染土壤的相互作用及影響等多領(lǐng)域的研究上得以突破,為評價轉(zhuǎn)基因作物對土壤微生物的影響提供了有力的技術(shù)支撐。近年來,轉(zhuǎn)基因水稻對土壤微生物的影響常見報道。陳曉雯等[88]通過PCRDGGE和Biolog技術(shù)分析了轉(zhuǎn)Bt基因水稻對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)及功能的影響,結(jié)果表明,在水稻不同生育期,轉(zhuǎn)Bt基因水稻與其對照對土壤細菌數(shù)量、土壤微生物遺傳多樣性及功能多樣性的影響存在一定差異,但這種差異并不持久。GLANDORF等[89]研究發(fā)現(xiàn),由于抗真菌和細菌蛋白會殘留在根際土壤中,腐生型土壤細菌的數(shù)量會受到影響,導致轉(zhuǎn)Bt基因作物在一定程度上改變土壤微生物的群落構(gòu)成、微生物數(shù)量及其活性[49]。王洪興等[60]研究了轉(zhuǎn)Bt基因水稻秸稈降解對土壤真菌和細菌所產(chǎn)生的影響,結(jié)果表明轉(zhuǎn)Bt基因水稻秸稈降解會顯著增加這兩種菌類,而會顯著降低放線菌和反硝化細菌活性。此外,還有研究表明轉(zhuǎn)Bt基因水稻秸稈對水田土壤反硝化細菌和產(chǎn)甲烷細菌種群的抑制作用顯著,對厭氧發(fā)酵細菌種群具有明顯的刺激作用,但對厭氧固氮細菌種群的刺激作用卻低于顯著水平[90]。轉(zhuǎn)基因作物之所以會對特定微的土壤生物產(chǎn)生顯著影響,可能是因為轉(zhuǎn)基因植株的生理生化特性以及表達產(chǎn)物化學和生物學特性的改變而造成的[91-93]。有些研究表明,轉(zhuǎn)基因水稻對土壤微生物沒有影響或影響不顯著。CHUN等[94]通過TRFLP的方法對原卟啉氧化酶抑制劑類除草劑轉(zhuǎn)基因水稻(PPOtransgenicrice)有關(guān)細菌和真菌群體進行了評價,研究發(fā)現(xiàn)在轉(zhuǎn)基因稻和非轉(zhuǎn)基因稻間并未發(fā)現(xiàn)存在微生物群落組成和多樣性指數(shù)差異,從而表明轉(zhuǎn)基因作物對稻田土壤微生物群落沒有負面影響。呂新等[95]研究表明外源抗真菌基因的導入對水稻根際土壤中真菌群落數(shù)量和群落結(jié)構(gòu)均沒有明顯影響。也有報道雖然轉(zhuǎn)Bt水稻對微生物沒有負面影響,但是對土壤真菌群體的組成有顯著差異,意味著轉(zhuǎn)Bt水稻對非靶標微生物有潛在的影響[75,96-97]。

篇9

關(guān)鍵詞食用菌渣;農(nóng)田生態(tài)環(huán)境;循環(huán)利用;影響;評價指標

中圖分類號x826文獻標識碼a文章編號 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

我國是世界上第一大食用菌生產(chǎn)國。據(jù)資料顯示,2006年我國年產(chǎn)食用菌1 400萬t(其中草生菌350萬t),占世界的70%,產(chǎn)值達590億元,出口量62.8萬t,出口創(chuàng)匯9.6億美元,出口量居世界第一位。東南沿海諸省鄉(xiāng)村草生菌的主要栽培品種為雙孢蘑菇、草菇、姬松茸、雞腿菇等。其主要特點是以稻草、秸稈等農(nóng)業(yè)廢料作為培養(yǎng)料的碳源,以牛糞、馬糞、羊糞、雞糞等有機肥作為氮源栽培的食用菌,是農(nóng)業(yè)廢料進行生物轉(zhuǎn)化的一種重要途徑。食用菌廢料又被稱作菌糠、菌渣、下腳料、廢菌筒,是栽培食用菌后的培養(yǎng)料,含有豐富的蛋白質(zhì)及其他營養(yǎng)成份,在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上具有較高的利用價值。以蘑菇為例,出菇前后蘑菇渣的化學成分發(fā)生了很大變化,但其干物質(zhì)仍占原重的50%左右。被菌絲分解的部分,約1/3用于菌體合成,1/3用于呼吸消耗,另外1/3則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質(zhì)、氨基酸、菌體蛋白、酶等可以再利用的成分,對菇渣進行資源化利用有較好的前景。而其他品種的食用菌也同樣含有較高的營養(yǎng)成分。因而合理利用這些廢料,可提高經(jīng)濟效益,有效減少廢棄物質(zhì),提高生態(tài)效益,實現(xiàn)廢物循環(huán)利用和農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。該文主要論述食用菌渣循環(huán)利用對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境影響的主要評價指標,探討菌渣循環(huán)利用對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境影響,建立成效評價體系。

1菌渣循環(huán)利用的主要技術(shù)與成效

1.1食用菌廢料循環(huán)利用作栽培料

研究表明栽培雞腿菇、平菇、草菇、雙孢菇之后的菌渣可以再次用于生產(chǎn)另一種菇類。米青山等[2]利用平菇廢料(菌糠)栽培雞腿菇,結(jié)果表明在培養(yǎng)料中添加40%～60%平菇菌糠與全料栽培相比降低成本29%～43%,產(chǎn)量略有下降,但可大量節(jié)約成本,提高綜合經(jīng)濟效益。而采用麥粒—菌糠培養(yǎng)基生產(chǎn)雙孢菇菌種,不僅提高菌種質(zhì)量,延長菌種保藏期,而且菌糠代替部分麥粒,可大幅度降低生產(chǎn)成本。彭榮等[3]將不同種類的菌渣(香菇、平菇、金針菇)處理后加入輔料作栽培基質(zhì)用于草菇的栽培,與傳統(tǒng)的稻草栽培配方相比,呈現(xiàn)出菌絲生長快、產(chǎn)量高、成本低等優(yōu)點,其中金針菇菌渣栽培草菇的生物轉(zhuǎn)化率達到22.6%,產(chǎn)量比傳統(tǒng)稻草栽培料提高15.7%左右。

1.2利用菌渣合理開發(fā)家畜家禽飼料

平菇、香菇、金針菇等木腐類真菌,其種菇后廢料中含有較豐富的氨基酸(aa),并且fe、ca、zn、mg等微量元素含量也很豐富,加之菌渣特有的蘑菇香味,使之具有較好的適口性。因此,菌渣可作飼料使用。宋漢英等[4]用20%香菇菌渣代替礱糠粉飼喂豬,發(fā)現(xiàn)豬仍可正常生長,豬每增重1 kg,試驗組比對照組可節(jié)約飼料0.71 kg,經(jīng)濟效益增加30.26%,且肉質(zhì)無異。陳學通[5]對白靈菇菌渣喂羊的適口性及育肥羊的效果進行測定,表明用菌渣替代精料中50%的飼草喂羊可行性強且能夠節(jié)約飼料成本。龐思成[6]用菌渣代替麩皮喂養(yǎng)尼羅羅非魚,可使飼料成本下降8.3%。

1.3食用菌廢料作有機肥料開發(fā)利用

食用菌廢料中富含有機物和多種礦質(zhì)元素,其中n、p、k養(yǎng)分含量高于稻草和鮮糞。種菇后的各種原料通過無害化處理及發(fā)酵可成為一種優(yōu)質(zhì)的有機菌肥,也可直接作為底肥施入農(nóng)田。研究表明施用食用菌渣復合有機肥,能使水稻增產(chǎn)6.2%～8.3%,取得了較明顯的經(jīng)濟效益[1]。利用食用菌渣復合肥可提高青椒的產(chǎn)量、糖分和vc的含量[1]。同時,在柑桔、蘋果、梨、葡萄等水果園內(nèi)將食用菌廢料深施后掩埋,可起到改良果園土壤、增加土壤的通透性、改善理化性質(zhì)、提高水果品質(zhì)、增產(chǎn)增收的效果,而且肥效持久,經(jīng)濟實惠;也可用作蔬菜的基肥;在花卉種植中,把種菇后的廢料與肥土混合后堆積自然發(fā)酵,用來作為花卉苗圃、花盆的基肥。此外,食用菌廢料還可在蔬菜育苗飼養(yǎng)昆蟲、作為燃料等方面進行應用[2]。

2菌渣循環(huán)利用對生態(tài)環(huán)境影響的主要評價指標

農(nóng)田生態(tài)環(huán)境即作物生長環(huán)境,包括農(nóng)田小氣候、土壤水熱狀況、植物養(yǎng)分循環(huán)雜草生長、植物病蟲害等因素。目前菌渣回田對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境影響的評價指標還不是很完善,但可以結(jié)合其他學者在肥料應用領(lǐng)域所作的環(huán)境效應研究,探討菌渣作為生物肥料將其回田對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境影響的主要評價指標。

2.1土壤質(zhì)量指標

土壤質(zhì)量是土壤在一定的生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)提供生命必需養(yǎng)分和生產(chǎn)生物物質(zhì)的能力;容納、降解、凈化污染物質(zhì)和維護生態(tài)平衡的能力;影響和促進植物、動物和人類生命安全和健康的能力之綜合量度。簡言之,土壤質(zhì)量是由土壤肥力質(zhì)量、土壤環(huán)境質(zhì)量和土壤健康質(zhì)量3個既相對獨立又有機聯(lián)系的組分綜合集成[7]。土壤質(zhì)量是土壤支持生物生產(chǎn)能力、凈化環(huán)境能力和促進動植物和人類健康能力的集中體現(xiàn),是現(xiàn)代土壤學研究的核心,也是肥料對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境最重要的評價指標。通常土壤質(zhì)量評價選擇20多個土壤性質(zhì)作為土壤質(zhì)量評價指標體系[8-9],這些指標可以按照傳統(tǒng)的土壤性質(zhì)分成3類:化學指標、物理指標和生物學指標。

(1)化學指標。schoenhohz等[10]綜述了農(nóng)業(yè)、林業(yè)和草原土壤中用來評價土壤質(zhì)量的土壤化學指標。其中土壤有機碳指標有土壤有機碳和土壤有機質(zhì);營養(yǎng)指標有全n、可交換性氨態(tài)氮、硝態(tài)氮、全p、礦化p、可交換性p、bray p、p吸附性;全k、可交換性k;可交換性ca、mg、ph;ec等。在化學指標中,土壤碳庫動態(tài)平衡是土壤肥力保持和提高的重要內(nèi)容,它與作物營養(yǎng)、土壤管理關(guān)系密切,直接影響作物產(chǎn)量和土壤肥力的高低,是評價土壤質(zhì)量的重要指標,其主要有土壤有機碳(soc)和不同活性有機碳,包括熱水提取態(tài)碳(hwec)、可礦化碳(pmc)、酸提取態(tài)碳(aec)、易氧化態(tài)碳(roc)、顆粒有機碳(poc)、輕組有機碳(lfoc)、可溶性有機碳(doc)和微生物生物量碳(mbc)等指標。國內(nèi)外對森林有機質(zhì)平衡方面研究報道較多。但我國農(nóng)田有機質(zhì)平衡研究目前積累資料較少,且研究也多為模型模擬和估算值。沈宏等[11]指出長期施肥對土壤有效碳庫和碳庫有效率有很大影響。而長期施用有機肥或有機無機配合施用處理的土壤有機碳、微生物量碳、易氧化碳、可礦化碳含量、土壤碳素有效率明顯高于不施肥和無機肥處理。王百群等[12]研究了草地開墾變?yōu)椴煌r(nóng)田后對土壤有機碳庫的效應,結(jié)果表明草地開墾為農(nóng)田后,土壤可溶性有機碳、微生物生物量碳及總有機碳的含量顯著下降。姜勇等[13]對遼寧省沈陽市蘇家區(qū)近20年農(nóng)田耕層土壤有機碳含量變化的分析表明,不重視有機肥施用是導致該地區(qū)農(nóng)田土壤有機碳含量普遍下降的主要原因。許多學者認為土壤微生物量碳是土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的活性庫或源,是碳素循環(huán)和周轉(zhuǎn)的媒介,它與潛在的土壤可利用態(tài)氮之間存在顯著正相關(guān),是土壤有機質(zhì)中最為活躍的部分,且更能表征土壤受外界影響后土壤養(yǎng)分有效狀況和生物活性的變化。土壤微生物量碳轉(zhuǎn)化迅速,能在檢測到土壤總量碳變化之前反映土壤有機質(zhì)的變化,屬更具敏感性的土壤質(zhì)量指標。徐華勤等[14]研究了經(jīng)過4年不同培肥措施后紅壤茶園土壤微生物量碳變化,表明稻草覆蓋后配施不同比例有機無機肥、間作三葉草以及全施化肥處理對土壤微生物量碳均有明顯提高,其中,稻草覆蓋+100%有機肥和稻草覆蓋+75%有機肥+25%化肥處理分別比對照提高17.05%、32.38%。但目前菌渣回田對土壤碳庫的影響研究在國內(nèi)文獻中還鮮有報道。

(2)生物指標。土壤生物學指標包括微生物生物量c和n、潛在可礦化n、土壤呼吸量、生物量c/有機總c、呼吸量/生物量、土壤微生物的群落組成和多樣性、土壤酶活性、土壤動物等指標[14-15]。土壤微生物量對農(nóng)業(yè)管理措施極為敏感,是反映土壤管理變化的活指標。土壤微生物量碳、氮是土壤碳素和氮素養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)研究中的重要參數(shù),它們較為直觀地反映了土壤微生物和土壤肥力狀況。因此,土壤微生物量對了解土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化、循環(huán)具有重要的意義,可以綜合反映土壤的肥力和環(huán)境質(zhì)量狀況。微生物量碳在區(qū)別長期與短期土壤處理方面也非常敏感,同時還不受無機氮的直接影響,這是微生物量碳用作土壤生物指標的一大優(yōu)勢。國內(nèi)外學者也愈來愈認識到微生物在整個生態(tài)系統(tǒng)中的重要功能,并把注意力從用土壤理化性質(zhì)作為持續(xù)性指標來評價土壤肥力及其對作物產(chǎn)量的影響的研究中,逐步轉(zhuǎn)移到用土壤微生物參數(shù)來評估土壤的健康和質(zhì)量,包括土壤微生物生物量、各種酶活性以及微生物的多樣性等[16-18]。當前對微生物多樣性的研究所采取先進科學技術(shù)主要有變性梯度凝膠電泳(dgge)技術(shù),通過比較不同土壤中各種微生物的16srrna基因信息來了解微生物的多樣性。馬冬云等[17]研究了在大田高產(chǎn)條件下、不同尿素施用量下2種不同穗型小麥品種“蘭考矮早8”和“豫麥49-198”根際微生物數(shù)量和土壤酶活性的變化,表明尿素施用量對小麥根際微生物數(shù)量和酶活性均產(chǎn)生一定的影響,適宜尿素施用量有益于小麥根際微生物數(shù)量和酶活性的提高,過高則微生物數(shù)量和酶活性下降。張明等[19]研究表明長期施用有機肥可以提高土壤微生物對有機碳及全氮的利用率。王俊華等[20]研究了長期定位施肥對農(nóng)田土壤酶活性及其相關(guān)因素的影響,表明土壤脫氫酶活性隨著年限的增加逐漸下降,轉(zhuǎn)化酶與磷酸酶的活性趨于增高,而長期施用有機肥更有利于保育土壤生物化學環(huán)境質(zhì)量。高美英等[21]通過秸稈覆蓋果園長期定位試驗表明,覆蓋可明顯增加各土層中氨化細菌的數(shù)量。黃志宏等[22]研究認為果園中土壤微生物數(shù)量在土壤中具有明顯的垂直分布特征。

(3)物理指標。schoenholtz等[10]綜述了土壤研究者建議使用和已經(jīng)使用的土壤評價物理指標,包括靜態(tài)指標和動態(tài)指標2類。其中靜態(tài)指標有土壤質(zhì)地、土層和表土層厚度、土壤容重、土壤韌性、飽和導水率、土壤流失量、土壤孔隙度、土壤強度、團聚體穩(wěn)定性和土壤耕性;動態(tài)指標有最小持水量、耕作踐踏狀況(trafficability)、淋失潛力和侵蝕潛力。目前,國內(nèi)外對菌渣回田(果、茶)對土壤質(zhì)量影響的研究也主要集中在對土壤物理指標的影響方面。肖勝剛等[23]利用果園回填廢菌料,經(jīng)過4年的定位觀測,果園土壤ph值、有機質(zhì)、全氮、水解性氮、有效磷、速效鉀、交換性鎂、交換性鈣、水溶性硼、有效鋅、有效錳等含量比對照土壤有較大提高。石光森等[24]研究菌渣、氯、磷、鉀不同量組合的肥效,研究表明施用菌渣能改善土壤環(huán)境條件,促進氮、磷的有效性,從而提高青椒果實產(chǎn)量。

2.2外部環(huán)境指標

土壤溫度主要來源于太陽的輻射熱,土壤溫度對作物生長影響是多方面的,如種子發(fā)芽、生長、開花結(jié)果、養(yǎng)分的釋放和吸收都需要一定的溫度,土壤溫度過高或過低都不利于作物的生長發(fā)育。溫度高,土壤水分運動加快;相反,土溫下降,水分移動緩慢,甚至凍結(jié)。土壤水分則直接影響作物的生長,還與土壤微生物的活動、養(yǎng)分的分解與轉(zhuǎn)化、土壤通氣以及土壤的物理化學性狀都有密切的關(guān)系。可見土壤溫度和水分可直接或間接地影響土壤肥力各因素作用的發(fā)揮,是影響土壤肥力的重要因素。王志強等[25]報道,利用平菇等食用菌的廢菌糠,經(jīng)適當無氧發(fā)酵等一系列處理后添加到普通泥土中,使其最大持水力提高至51.3%,單產(chǎn)提高13.6%。目前,在食用菌廢料對土壤溫度、水分影響的研究報道也十分有限,而在利用秸稈進行土壤覆蓋方面則做了大量研究。易鎮(zhèn)邪等[26]報道了秸稈覆蓋可在一定程度上減輕干旱,并能提高土壤養(yǎng)分含量,而秸稈覆蓋結(jié)合免耕對土壤養(yǎng)分合量的提高效果更明顯。許多研究還表明秸稈覆蓋后在地表形成一層土壤與大氣熱交換的障礙層,既可以蓄水保墑,也可以減少土壤熱量向大氣中散失,調(diào)節(jié)土壤水分和溫度的變化,從而促進作物根系和植株的生長。

2.3光能利用指標

光能是作物轉(zhuǎn)化利用的對象,太陽輻射能利用率的理論值為5%～6%,光合有效輻射(par)的利用率可達10%～12%[27],遠遠大于農(nóng)田全年光能利用率(0.2%～0.4%)。因此,提高作物產(chǎn)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,雖然國內(nèi)文獻還很少涉及菌渣回田的研究報道,但在其他肥料、秸稈及作物方面則進行過很多研究。李全起等[29]研究了秸稈覆蓋和灌溉對冬小麥農(nóng)田光能利用率的影響,認為覆蓋和灌溉主要增加了40～60 cm高度par截獲率。覆蓋處理籽粒光能利用率降低,莖葉光能利用率和總光能利用率升高。另有研究認為,由于氮素是葉綠素主要組成物質(zhì),磷素具有活化茶樹生理機能作用,鉀素可調(diào)節(jié)光合速率。因此,一般情況下茶園土壤肥力水平與茶樹光合作用關(guān)系密切,高施肥區(qū)茶樹的光合作用比低肥區(qū)約高3%～5%。

2.4作物品質(zhì)指標

肥料對生態(tài)環(huán)境的效應最終還要反應在作物生產(chǎn)性能和品質(zhì)指標上。因此,作物生產(chǎn)性能和品質(zhì)指標也是菌渣循環(huán)利用對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境評價的重要指標之一。彭志對[30]采用大田試驗方法研究了蘑菇渣與氮磷鉀化肥配合施用對豇豆生長的效應,表明單施蘑菇渣的豇豆產(chǎn)量極低,而蘑菇渣與氮磷鉀化肥配合施用的增產(chǎn)效果極顯著,其中以用蘑菇渣7.5 t/hm2與尿素430.5 kg/hm2、過磷酸鈣568.5 kg/hm2、氯化鉀190.5 kg/hm2配合施用的效果最佳。此外,蘑菇渣與氮磷鉀化肥配合施用還具有促進豇豆開花結(jié)莢、增加豆莢長度、提高豆莢vc和磷鉀含量的效果。石光森等[31]研究了菌渣、氯、磷、鉀不同量組合的肥效對青椒生產(chǎn)性能及果實品質(zhì)的影響,表明施用菌渣能提高青椒果實產(chǎn)量、糖分和vc含量。肖勝剛等[23]利用菌渣回施臍櫈園進行定位觀測試驗,研究表明臍櫈果肉品質(zhì)總酸、可溶性固形物、總糖含量分別比對照提高0.11%、0.10%和0.50%,果實平均單株產(chǎn)量比對照提高5.1 kg。王美琴[32]報道了施用食用菌渣作底肥能使水稻增產(chǎn)6.2%～8.3%,經(jīng)濟效益明顯。房華等[33]則報道了茶樹菇菌渣能減少南方根結(jié)線蟲對番茄侵染,使形成根結(jié)的數(shù)量降低,從而在一定程度上防治番茄根結(jié)線蟲病。

2.5其他評價指標

由于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是復雜的巨系統(tǒng),因此,每個評價指標都能反映農(nóng)田生態(tài)環(huán)境的某一方面的特征。菌渣循環(huán)利用對農(nóng)田生態(tài)環(huán)境的影響也不例外,除上述主要評價指標外,它還包括農(nóng)田環(huán)境污染指標、植物養(yǎng)分循環(huán)雜草生長等指標,選擇的指標不同,對同一區(qū)域農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的評價結(jié)果往往差異很大。

3菌渣循環(huán)利用的熱點問題與對策

3.1菌渣循環(huán)利用的研究熱點

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.長期施肥對不同農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤有效碳庫及碳素有效率的影響[j].熱帶亞熱帶土壤科學,1998,7(1):1-5.

[12] 王百群,蘇以榮,吳金水.開墾草地對土壤有機碳庫構(gòu)成與來源的效應[j].核農(nóng)學報,2007,21(6):618-622.

[13] 姜勇,莊秋麗,梁文舉.農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤有機碳庫及其影響因子[j].生態(tài)學雜志,2007,26(2):278-285.

[14] 徐華勤,肖潤林,楊知建.不同培肥措施對紅壤茶園土壤微生物量碳的影響[j].生態(tài)學雜志,2007,26(7):1009-1013.

[15] 曹慧,孫輝,楊浩,等.土壤酶活性及其對土壤質(zhì)量的指示研究進展[j].應用與環(huán)境生物學報,2003,9(1):105-109.

[16] 易澤夫,榮湘民,彭建偉,等.微生物變量作為土壤質(zhì)量評價指標的探討[j].湖南農(nóng)業(yè)科學,2006(6):64-65,69.

[17] 馬冬云,郭天財,宋曉,等.尿素施用量對小麥根際土壤微生物數(shù)量及土壤酶活性的影響[j].生態(tài)學報,2007,27(12):5222-5228.

[18] 張心昱,陳利頂.土壤質(zhì)量評價指標體系與評價方法研究進展與展望[j].水土保持研究,2006,13(3):30-34

[19] 張明,白震,張威,等.長期施肥農(nóng)田黑土微生物量碳、氮季節(jié)性變化[j].生態(tài)環(huán)境,2007,16(5):1498-1500.

[20] 王俊華,尹睿,張華勇,等.長期定位施肥對農(nóng)田土壤酶活性及其相關(guān)因素的影響[j].生態(tài)環(huán)境,2007,16(1):191-196.

[21] 高美英,劉和,冀常軍,等.覆蓋對果園土壤氨化細菌數(shù)量年變化的影響[j].土壤通報,2000,31(6):273-274.

[22] 黃志宏,梁瑞友,田大倫,等.南嶺小坑果園土壤微生物數(shù)量狀況初步研究[j].中南林業(yè)科技大學學報:自然科學版,2007,27(4):18-22.

[23] 肖勝剛,劉葉高,王文美,等.食用茵廢菌料回填臍橙果園改土試驗[j].食用菌,2005(6):48.

篇10

氮離子注入變異杏抗寒性的初步研究

蛹蟲草人工培養(yǎng)條件的研究

大青山落葉松人工林直徑分布規(guī)律的研究

秸稈覆蓋對蘋果樹盤水分再分配的影響

不同改良劑對鉻脅迫下土壤—小白菜系統(tǒng)的影響

水肥耦合對設施草莓生長、產(chǎn)量品質(zhì)及水分利用效率的影響

黃頂菊提取物抑菌活性的研究

不同根砧嫁接黃瓜根系活力、產(chǎn)量及果實品質(zhì)的比較

區(qū)組混栽轉(zhuǎn)基因楊樹林節(jié)肢動物群落結(jié)構(gòu)研究

兩種桃芽總RNA提取方法的比較研究

魯中山區(qū)桃園土壤養(yǎng)分狀況評價與氮磷負荷風險研究

卷煙微量重金屬控制技術(shù)研究

小開河引黃灌區(qū)超聲波測流應用研究

灌區(qū)明渠水位流量實時監(jiān)測技術(shù)研究與應用

陜西省土地城市化水平評價分析

日糧粗纖維水平對萊蕪豬及其雜交豬氮代謝及營養(yǎng)物質(zhì)消化率的影響

山東省某規(guī)模化兔場皮膚真菌病的快速診斷

萊蕪豬GPx4基因在不同組織中的表達規(guī)律研究

擬南芥鹽脅迫響應啟動子的生物信息學分析

溫度及殺菌劑對玉米褐斑病菌休眠孢子囊萌發(fā)的影響

核桃胚營養(yǎng)代謝盛期總RNA提取方法研究

大蔥、洋蔥遠緣雜交后代植物學性狀、品質(zhì)研究

翠綠1號假儉草種子愈傷誘導和植株再生

鹽、旱及其交叉脅迫對紫荊幼苗凈光合速率及其葉綠素含量的影響

沂蒙山區(qū)封禁林分灌草層種間聯(lián)結(jié)性研究

玫瑰海棠組培快繁技術(shù)的研究

秸桿和地膜覆蓋下春玉米農(nóng)田蒸散特征研究

四種植物生長調(diào)節(jié)劑對高產(chǎn)玉米生理效應及產(chǎn)量影響

鮮繭交易中測定繭層率抽樣方法的優(yōu)化

銅和鉻復合脅迫對土壤酶活性的影響

重口裂腹魚消化道定量組織學研究

利用多態(tài)微衛(wèi)星標記進行體細胞核移植山羊的遺傳鑒定

濟寧青山羊皮膚鞣前組織學特性與鞣后品質(zhì)研究

三種常見雞胚胎性疫病病原人工共感染的試驗檢測

同時檢測四種病原菌的PCR方法研究

濟寧青山羊皮膚毛囊的組織學特性研究

論文正文格式要求

牛磺酸對有絲分裂原刺激的小鼠免疫細胞功能的影響

含肽肝素渣水解物對早期斷奶仔豬免疫功能的影響

HBx小鼠腫瘤細胞株的建立及初步鑒定

蒙古馬與其他品種馬的ELA-DRA*exon2多態(tài)性分析

谷氨酰胺轉(zhuǎn)胺酶對酸奶質(zhì)地影響分析

早期飼喂與禁食對新生肉雛消化系統(tǒng)和免疫器官發(fā)育規(guī)律的研究

硅肥對糯玉米產(chǎn)量、品質(zhì)及抗倒性的影響

設施條件下甜櫻桃秋季枝葉中氮代謝的變化

秋季葉施尿素對甜櫻桃產(chǎn)量與品質(zhì)的影響

不同類型肥料對烤煙產(chǎn)量、品質(zhì)及土壤物理性狀的影響

高溫脅迫對豇豆幼苗葉片膜傷害與保護性物質(zhì)的影響

農(nóng)田防護林帶鹽漬化改良與增產(chǎn)效應的研究

自發(fā)氣調(diào)包裝對臺灣青棗耐藏性及品質(zhì)的影響

雞毒支原體的分離鑒定及AA肉種雞場慢性呼吸道病的流行狀況分析

姜螟、姜瘟病綜合防治技術(shù)研究

泰山側(cè)柏林害蟲和天敵名錄初報