土壤活性（精选12篇）
土壤活性 篇1
酸性矿山废水( AMD) 作为矿山环境中最典型的环境污染物之一,由于其低p H和高铁、锰、砷、氟及重金属含量的特点而备受国际环境科学界的关注[1,2]。近些年来,国内外学者对部分AMD污染土壤重金属污染现状,包括重金属含量、形态特征以及对污染区植被的影响等方面进行了一些研究[3,4,5,6]。然而这些研究主要是针对非岩溶区污染土壤展开的,而关于喀斯特背景下的岩溶区土壤受AMD污染研究较少。土壤酶主要来源于微生物代谢过程,或土壤动物、植物产生的残体分解[7]。土壤酶参与土壤中一切生化反应过程,土壤酶活性的高低能反应土壤生物活性和土壤生化反应强度[8],因而土壤酶活性常被作为土壤肥力高低、生态环境质量优劣的重要指标来研究[9]。目前,关于酸性矿山废水对水稻田土壤酶活性的影响方面已有相关的研究报道[10,11]。但是关于AMD对岩溶区旱地土壤酶活性及微生物量的影响方面报道较少。通常认为喀斯特地区具有非常脆弱的生态系统,然而在喀斯特背景下,相对于非岩溶地区,土壤富含的碳酸盐岩对AMD低p H有较好的酸缓冲性能。通过研究喀斯特岩溶背景下,低p H、高盐并富含重金属的AMD对岩溶区土壤特征污染组分、土壤酶活性及微生物量等指标的影响,评价喀斯特岩溶区土壤对复合污染胁迫下土壤特性的变化,可为我国西南喀斯特地区矿产资源的科学开发利用以及受AMD污染土壤的有效治理提供理论依据。
1 试验材料与方法
1. 1 样品采集与制备
土壤样品采集于贵州省贵阳市花溪区麦坪乡经多年玉米耕作的石灰性旱地,采样深度为0 ~ 20 cm,多处混合样,鲜样去除石块、秸秆等杂物过5 mm筛备用。酸性矿山废水( AMD) 采集于花溪麦坪废弃煤矸石堆场。其基本理化性质见表1。
1. 2 试验设计与方法
取120 g过5 mm筛的新鲜土样( 含水率22.64 %,干样计) 于1 500 m L PP级塑料瓶中,每份土样按固液比分别为1∶0、1∶0. 1、1∶0. 5、1∶1、1∶2. 5、1∶5、1∶7. 5、1∶10的比例添加AMD混合液,用纯净水补足1 200 m L,每个处理3个平行,在20 ~ 25℃条件下稳定1周,期间充分搅拌3次( 每次2 min) 。7 d后取出上清液。土壤样品一部分直接取湿样于4℃冰箱保存,直接测定土壤微生物量、土壤脲酶活性等土壤微生物指标,其中土壤微生物量采用脂磷法测定[12]; 土壤脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法测定[13]。另一部分湿样则自然风干,土壤p H采用水浸提电位法测定,用无CO2去离子水调节液土比为2. 5∶1,搅拌1 min,静止30 min后,用上海大普SH2601型精密酸度计测定; Eh用ZD - 2精密自动电位滴定仪测定; EC用DDS - 11A型电导率仪测定; 采用王水回流长管控温消解—火焰原子吸收仪测定土壤Fe、Mn、Cu、Zn; EDTA滴定法测定土壤硫酸根含量。
1. 3 数据分析
采用DPS2000分析软件包进行数据的统计与分析,采用Origin8. 5. 1进行作图。
2 结果与讨论
2. 1 AMD 污染对岩溶区旱地土壤 p H、Eh、EC 的影响
随着AMD浓度的增加,土壤p H先是急剧的下降,之后均维持在较高范围内( p H﹥6. 65) ,整体来看,p H与AMD浓度存在极显著的差异( 图1( a) ,p = 0 . 000 1 ) 。可能原因是低p H( 2. 13) 的AMD带入大量的H+,从而降低了土壤的p H环境。但是喀斯特地区的旱地土壤含有丰富的碳酸盐岩,可以一定程度的缓冲H+,因而使得土壤p H在一定AMD污染浓度下还维持在较高范围。
土壤Eh值( 图1( b) ) 随着AMD污染程度的增大逐渐增加且达到极显著水平( p = 0. 000 1) 。这可能是因为土壤中大多数氧化还原反应都有H+参与,因此p H值对氧化还原状态有直接影响,Eh值随p H值的降低而增大[14,15]。
土壤EC值( 图1 ( c) ) 在5倍于土壤质量的AMD浓度污染之前明显的升高,之后变化平缓,但随着AMD浓度增加存在极显著差异( p = 0. 000 1) ,这可能是AMD本身含有丰富的阴阳离子增加了土壤的盐度,同时p H降低可以促进土壤中大量可溶性盐释放,从而使得土壤EC值极显著的增加。
2. 2 AMD 污染岩溶区旱地土壤特征污染离子的变化趋势
随着AMD浓度的增加,土壤中Fe含量持续的增加( 图2( a) ) 并达到显著水平( p = 0. 029 8) ,可能原因是土壤p H一直维持在较高的水平 ( p H﹥6. 65) ,AMD中大量的Fe离子( 2. 92 g / L) 易被土壤中大量的粘土矿物或胶体离子吸附[16],此外,在较高的p H条件下,形成大量的铁的氧化物、氢氧化物和岩溶区土壤中丰富的碳酸根结合,从而形成碳酸铁沉淀导致土壤中铁的含量明显提高。
在较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶0. 5,1∶1~ 1∶5) ,土壤Mn含量显著的增加,而在较高污染浓度下( 1∶5 ~ 1∶10) ,土壤Mn含量则急剧的降低,总体与AMD浓度变化差异不明显( 图2( b) ,p =0. 340 1 ) ,可能是在低污染程度时AMD引入大量Mn离子可直接增加土壤Mn的含量,而在较高AMD污染程度下,大量的H+向土壤输入,有利于已被铁、铝氧化物或氢氧化物吸附的Mn2 +解吸出来,同时,土壤中H+的增加有利于锰的还原溶解[17],从而导致土壤中锰含量的降低。
土壤中Cu含量随着AMD污染浓度的增大极显著的升高( 图2( c) ,p = 0. 000 1) ,可能是因为土壤中的铁锰氧化物对重金属的固定有重要作用,特别是对Cu的吸附能力远大于土壤中其他组分的平均吸附能力[18],从而导致土壤中Cu含量急剧的增加。
土壤中Zn与Mn有着相似的变化规律,在较低AMD污染浓度时( 1∶0 ~ 1∶0. 5) 有上升的趋势,而在较高AMD污染程度下( 1∶0. 5 ~ 1∶10) 又明显的下降,总体随AMD浓度变化差异达到极显著水平( 图2( d) ,p = 0. 000 1) 。出现这种现象可能是,初始石灰性土壤中碳酸盐吸附固定AMD中的Zn,使土壤Zn含量升高[19],而之后随着土壤酸度的增加,使得与锌结合的碳酸盐或其他基质产生溶解作用,从而释放出Zn2+[20],导致土壤在较高AMD污染下Zn含量急剧的降低。
随着AMD污染程度的增加,石灰性土壤中硫酸根的含量呈极显著增加趋势( p = 0. 000 1) 。在较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶1 ) 土壤硫酸根增加的较为缓慢,而较高污染浓度下( 1∶1 ~ 1∶10) 急剧的增加( 图3) 。土壤中的铁、铝的氧化物和氢氧化物、AMD污染形成的铁、铝的氧化物和氢氧化物均具有丰富的配位体,这些配位体可以与含氧酸的阴离子发生配位体交换,从而对阴离子形成专性吸附[21],即可以吸附AMD中的硫酸根离子从而固定在土壤中,同时,石灰性土壤中盐基含量较高,能迅速与硫酸根结合使之被吸附而固定在土壤中[22]。在较低AMD污染下,形成的铁铝氧化物或氢氧化物较少,对硫酸根的吸附作用较弱,土壤中硫酸根含量较少。随着AMD污染程度的增加,铁铝氧化物或氢氧化物大量形成,能大量吸附AMD中的硫酸根,导致土壤中硫酸根含量显著增加。
2. 3 AMD 污染对岩溶区土壤微生物量及脲酶活性的影响
土壤酶活性主要受重金属离子、p H值以及土壤主要养分因子等的影响,重金属可直接作用于酶分子本身或与酶分子中的活性部位—巯基和含咪唑的配体等结合,形成较稳定的络合物,产生了与底物的竞争性抑制作用,也可能是由于重金属抑制了土壤微生物的生长和繁殖,使其体内酶的合成和分泌减少,进而导致土壤酶活性下降[23,24,25]。有关研究表明,土壤酶活性与土壤p H值呈极显著或显著负相关,与土壤主要养分因子呈显著或极显著正相关[26]。较低AMD污染程度下( 1∶0 ~ 1∶1) 土壤脲酶活性急剧的升高,在较高AMD污染下( 1∶1 ~ 1∶7. 5) 脲酶活性开始降低,而在AMD浓度比为1∶10处又有稍微上升的趋势( 图4( a) ) ,总体随AMD浓度变化呈极显著差异( p = 0. 000 1) 。这可能是由于低酸度先对脲酶起一定的激活效应,进而转化为抑制[27]。此外,AMD的持续污染,势必会带来大量H+,明显降低土壤的p H,引入大量的有害重金属; 同时对旱地土壤养分指标的分析结果表明,随着AMD污染程度的增加,土壤主要养分氮、磷、有机质均呈极显著或显著的降低,从而导致在较高AMD污染程度下,土壤脲酶活性急剧的降低。
土壤微生物生物量既是土壤有机质、养分转化与循环的动力,又可作为土壤植物有效养分的储备库,其对土壤环境因子的变化较为敏感[7]。土壤微生物量随着AMD浓度的增加,先是急剧的降低之后趋于平缓,总体达到显著水平( 图4( b) ,p =0. 013 8) 。土壤微生物量减小的原因可能是AMD污染引入的重金属与底物之间的化学反应,导致了微生物可获得底物数量减少,以及对底物利用率的下降[28,29,30]。
3 结论
( 1) 低AMD污染程度下,旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加显著升高,在较高AMD污染程度下岩溶区旱地土壤中Mn、Zn含量及脲酶活性随AMD浓度的增加明显的降低; 喀斯特地区旱地土壤具有较强的酸缓冲性能,不同浓度的AMD加入后土壤p H总体维持在较高范围,其中Zn、脲酶活性、p H的变化随AMD浓度变化均达到极显著水平( p < 0. 01) 。
( 2) 随着AMD污染程度的加大,土壤Eh、EC、Fe、Cu、SO2 -4含量显著或极显著的增加( p < 0. 05) ,然而土壤微生物量则显著降低( p < 0. 05) 。
摘要：煤矿开采产生的酸性矿山废水(AMD)已导致周边土壤受到了严重的污染。以贵州典型的喀斯特地区旱地土壤为研究对象,通过添加不同污染浓度的AMD,模拟AMD持续污染下,岩溶区旱地土壤p H、Eh、EC、Fe、Mn、Cu、Zn、SO2-4以及脲酶、微生物量的变化情况,进而评价AMD持续污染对岩溶区旱地土壤的影响。结果表明:随着AMD污染程度的持续增加,土壤Mn、Zn及脲酶活性在较低污染程度下急剧升高,在较高污染程度下则又显著降低,其中土壤Zn、脲酶活性随AMD浓度增加达到极显著水平(p<0.01);土壤p H有明显下降趋势(p<0.01),总体维持在6.5以上的较高水平;土壤Eh、EC、Fe、Cu、SO2-4随AMD污染程度的增加呈显著、极显著的增大趋势(p均<0.05);土壤微生物量则随AMD污染程度的增加呈显著的降低趋势(p<0.05)。综上表明,AMD的持续污染将对岩溶区煤矿周边的旱地土壤造成严重的影响。
关键词：AMD污染,岩溶区,旱地土壤,重金属污染,土壤酶活性
土壤活性 篇2
根茬存留对土壤酶活性效应的影响
将玉米、大豆、甜菜三种作物根茬分别加入土壤中,在不同温、湿度条件和不同氮素水平下培养后,研究其对不同土壤酶的影响.结果表明,加入根茬后,玉米和甜菜的根茬使过氧化氢酶活性相对较强,大豆根茬使过氧化氢酶的活性降低,最大降幅为36.5%;玉米和大豆的`根茬使蔗糖酶活性提高幅度大(20%～60%),甜菜根茬影响不明显.在温度为15℃,湿度20%,不含氮条件下,将玉米根茬加入土壤可以同时提高过氧化氢酶和蔗糖酶活性.
作 者：王俊强 季生栋 WANG Jun-qiang JI Sheng-dong 作者单位：黑龙江省农业科学院齐齐哈尔分院,黑龙江齐齐哈尔,161041刊 名：黑龙江农业科学英文刊名：HEILONGJIANG AGRICULTURAL SCIENCES年，卷(期)：“”(2)分类号：S154.2关键词：根茬存留 过氧化氢酶活性 蔗糖酶活性
2，4—D对土壤酶活性的影响 篇3
关键词：2，4-D；土壤酶活；毒性
中图分类号：S154.2 文献标识码： A DOI 编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.08.008
Abstract： The influences of 2，4-D addition on soil urease， phosphatase and catalase activities in soil were studied by indoor incubation. The results showed that 2，4-D on soil urease had shown activation firstly and then inhibition， and activation and inhibition were almost the same days. The soil catalase activity was restrained by 2，4-D concentration which began to have a delayed period of activation and then followed by inhibition， the main trend was inhibiting， activation and inhibition. The soil catalase activity was restrained by 2，4-D concentration， which appeared in the late period of stimulation.
Key words： 2，4-D； soil enzyme； toxicity
2，4-D （2，4-二氯苯氧乙酸）是一种在世界范围内广泛使用的中等偏低毒性除草剂，在我国使用该除草剂已有50多年历史，曾被认为是生态安全的除草剂，虽然2，4-D是一种低毒性物质，但它在自然条件下不太容易降解、水溶性低。进入自然环境中会产生一定累积，能改变土壤酸碱度和土壤成分的溶解性，影响土壤正常微生物菌群的生长[1-2]。
土壤作为人类赖以生存的生态环境的重要组成部分，由于农药工业的迅速发展，各种杀虫剂、杀菌剂、除草剂等有机农药的大量使用，使土壤圈被外源化合物污染并且大大超过了环境的自净能力。本研究旨在了解农田2，4-D 污染对土壤中过氧化氢酶、脱氢酶、脲酶的影响规律， 了解2，4-D 与土壤养分转换的关系， 以期为土壤农药污染的监测、预防及保护提供依据。
1 材料和方法
1.1 试验材料
2，4-D、甲苯、NaOH、尿素、苯酚钠、次氯酸钠、 磷酸苯二钠、氯代二溴对苯醌亚胺、硫酸铝、苯酚、硫酸、高锰酸钾溶液、过氧化氢均为分析纯。水稻土：取0～20 cm 的某稻田表层土，自然风干磨碎，过孔径0.15 mm筛，备用（表1）。
1.2 试验方法
采用2，4-D浓度分别为0.1，1，5，10 mg·L-1的完全实试方案设计，取13个烧杯分别装入500 g 风干过的盘锦土，每个土样加入25 mL水，充分混匀置入（25±1） ℃恒温箱中避光培养。分别在培养过程中的第1，3，6，10，15天时取样测定每个土壤样品的脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶活性。土壤脲酶活性采用靛酚蓝比色法测定，土壤磷酸酶活性采用磷酸苯二钠比色法测定，过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法测定。
2 结果与分析
2.1 对照土样酶活性
未经农药处理过的土壤样品中（对照土样）3种土壤酶（脲酶，酸性磷酸酶，过氧化氢酶）的活性值见表2 。
由表2可以看出，对照土样中3种酶（脲酶，酸性磷酸酶，过氧化氢酶）在培养前期活性变化趋势是不完全相同的，脲酶在培养期间活性逐渐增大并且在第6天达到最大值，最大值为8.381 mg·g-1，而后逐渐保持稳定。对照土样磷酸酶活性在培养期间活性变化趋势与脲酶活性类似，都是逐渐增大，在第3天达到最大值4.711 mg·g-1，随后逐渐保持稳定。脲酶和磷酸酶都表现出这样的趋势是因为土壤酶的活性与土壤微生物的数量密切相关[3]，试验采用动态培养，土壤微生物（包括土样培养过程中增殖的微生物）生长、繁殖会促进酶的分泌，从而使酶活性逐渐增强最后达到稳定。但是对照土样的过氧化氢酶在培养期间酶活几乎保持稳定，变化趋势不大，没有明显规律。
2.2 2，4-D对土壤酶活性的动态影响
2.2.1 2，4-D对土壤脲酶活性的影响 由图1可以看出，单一2，4-D 对土壤脲酶的活性在前3 d主要呈现激活作用，最大的激活作用出现在第1 天2，4-D浓度为1 mg·L-1时最大的激活率为430.03%。随后激活的速率越来越小，到第6天的时候出现抑制作用，并且从第6 天到第15天2，4-D对脲酶一直都是抑制作用，不同浓度的2，4-D的抑制率虽然不尽相同，但相差也不是很多，并且随着培养天数的增加抑制作用逐渐减小。
2，4-D 对土壤脲酶的抑制作用机理可能是：土壤中的脲酶除一小部分存在于土壤溶液中外，大部分被土壤粘粒、腐殖质等物质所吸附，呈吸附态酶[5-8]。有机质等可与农药活性代谢产物发生吸附等反应[9-10]，使得农药的形态发生变化，引起其对土壤酶等生物体毒性的改变，化学农药各自的性质对吸附作用的影响也很大。在各种农药的分子结构中，凡带有 RN+、—CONH2、—NH2COR、—NH2、—OCOR、—NHR 官能团的农药都能增强吸附强度，尤其是带有—NH2的化合物，吸附能力更强[11]。低浓度2，4-D在试验中、后期对酶的抑制作用可能是由于污染物（特别是有机污染物）被微生物分解或固定而丧失其有效生物毒性，使土壤微生物对污染物逐渐产生抗性，而低浓度2，4-D或其降解产物可作为碳源被微生物利用，因而刺激了脲酶活性。中、高浓度铜均显著抑制脲酶活性，但由于2，4-D在土壤中发生了一系列复杂的吸附、水解等物理化学变化，使其对酶活性的抑制作用有所不同；或者是由于在高浓度条件下导致了微生物为了“抵御”污染物毒性作用而产生的基因突变或特异微生物种的大量繁殖，分泌更多的酶，从而使高浓度的抑制作用减弱。
总之，在单因子污染胁迫下，环境毒物或污染物对生物的毒害效应，基本上决定于其本身的理化性质，但受到暴露浓度水平的重要影响。
2.2.2 2，4-D对土壤磷酸酶活性的影响 由图2可以看出，2，4-D单一污染对土壤磷酸酶活性的影响，在前6 d均是抑制作用并且随着天数的增加抑制作用增强，最大的抑制作用出现在第6 天时1 mg·L-1 2，4-D 浓度下。在第10 天出现很强的激活作用。其中1 mg·L-1 2，4-D的激活作用最强为646.73%。培养到第15天仍然对土壤磷酸酶呈现出抑制作用。
污染物对土壤磷酸酶活性的影响包括直接影响和间接影响。化学物质进入土壤中，接触土壤磷酸酶产生的抑制作用称为直接影响。间接影响指化学物质对土壤生物产生作用，从而影响土壤生物分泌酶类。化学物质经生物降解，为微生物增殖提供营养源和能源，显示了激活作用。而抑制作用表现为生物合成机制和细胞膜分泌及机能的减弱。
2.2.3 2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响 由图3可以看出，不同浓度的2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响从整体看来还是以抑制作用为主，在第15 d有激活作用但是激活的程度都不是很明显。随着培养天数的增加不同浓度的2，4-D对过氧化氢酶活性的抑制作用逐渐减小。
3 结 论
土壤酶活性反映了土壤中各种生物化学过程的强度和方向，其活性是土壤肥力评价的重要指标之一，同时也是土壤自净能力评价的一个重要指标。2，4-D进入自然环境中会产生一定累积，能改变土壤酸碱度和土壤成分的溶解性，影响土壤正常微生物菌群的生长。
2，4-D对土壤脲酶活性的影响趋势大致为前3 d出现很强的激活作用，第6天以后又出现很强的抑制作用。2，4-D对土壤磷酸酶活性主要是抑制作用。2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响表现为抑制—激活—抑制—激活的趋势。2，4-D对土壤中脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶的抑制作用顺序为：脲酶>磷酸酶>过氧化氢酶。说明土壤中脲酶对农药污染更加敏感，建议将其作为表征土壤2，4-D污染的指示酶。
参考文献：
[1] 周启星.复合污染生态学[M].北京：中国环境科学出版社，1995：64-76.
[2] Kalam A，Tah J， Mukherjee A K. Pesticide effects on microbial population and soil enzyme activities during vermicomposting of agricultural waste[J]. Journal of Environmental Biology， 2004，25（2）：201- 208.
[3] 中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海：上海科学技术出版社，1978：88-91.
[4] 胡著邦，汪海珍，吴建军，等.镉与苄嘧磺隆除草剂单一污染和复合污染土壤的微生物生态效应[J].浙江大学学报：农业与生命科学版，2005，31（2）：151-156.
[5] 周世萍，段昌群，刘宏程.氯氰菊酯对土壤蔗糖酶、脲酶活性的影响[J].环境科学导刊，2008，27（4）：14-16.
[6] 和文祥，闵红，王娟，等.2，4-D对土壤酶活性的影响[J].农业环境科学学报，2006，25（1）：224- 228.
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[8] 杜慧玲，冀华，郭平毅.土壤酶活性对2，4-D丁酯的动态响应[J].山西农业科学，2010（6）：29-32.
[9] 和文祥，蒋新，余贵芬，等.杀虫脒对土壤脲酶影响的研究[J].土壤学，2003，9（40）：750-755.
[10 ]孔凡彬，叶晖， 蒋丹丹，等.烯酰吗啉对土壤酶活性的影响[J].河南农业科学，2010（12）：52-54.
[11] 张辉.污染生态学[M].呼和浩特：内蒙古大学出版社，2000：58-79.
总之，在单因子污染胁迫下，环境毒物或污染物对生物的毒害效应，基本上决定于其本身的理化性质，但受到暴露浓度水平的重要影响。
2.2.2 2，4-D对土壤磷酸酶活性的影响 由图2可以看出，2，4-D单一污染对土壤磷酸酶活性的影响，在前6 d均是抑制作用并且随着天数的增加抑制作用增强，最大的抑制作用出现在第6 天时1 mg·L-1 2，4-D 浓度下。在第10 天出现很强的激活作用。其中1 mg·L-1 2，4-D的激活作用最强为646.73%。培养到第15天仍然对土壤磷酸酶呈现出抑制作用。
污染物对土壤磷酸酶活性的影响包括直接影响和间接影响。化学物质进入土壤中，接触土壤磷酸酶产生的抑制作用称为直接影响。间接影响指化学物质对土壤生物产生作用，从而影响土壤生物分泌酶类。化学物质经生物降解，为微生物增殖提供营养源和能源，显示了激活作用。而抑制作用表现为生物合成机制和细胞膜分泌及机能的减弱。
2.2.3 2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响 由图3可以看出，不同浓度的2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响从整体看来还是以抑制作用为主，在第15 d有激活作用但是激活的程度都不是很明显。随着培养天数的增加不同浓度的2，4-D对过氧化氢酶活性的抑制作用逐渐减小。
3 结 论
土壤酶活性反映了土壤中各种生物化学过程的强度和方向，其活性是土壤肥力评价的重要指标之一，同时也是土壤自净能力评价的一个重要指标。2，4-D进入自然环境中会产生一定累积，能改变土壤酸碱度和土壤成分的溶解性，影响土壤正常微生物菌群的生长。
2，4-D对土壤脲酶活性的影响趋势大致为前3 d出现很强的激活作用，第6天以后又出现很强的抑制作用。2，4-D对土壤磷酸酶活性主要是抑制作用。2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响表现为抑制—激活—抑制—激活的趋势。2，4-D对土壤中脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶的抑制作用顺序为：脲酶>磷酸酶>过氧化氢酶。说明土壤中脲酶对农药污染更加敏感，建议将其作为表征土壤2，4-D污染的指示酶。
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[11] 张辉.污染生态学[M].呼和浩特：内蒙古大学出版社，2000：58-79.
总之，在单因子污染胁迫下，环境毒物或污染物对生物的毒害效应，基本上决定于其本身的理化性质，但受到暴露浓度水平的重要影响。
2.2.2 2，4-D对土壤磷酸酶活性的影响 由图2可以看出，2，4-D单一污染对土壤磷酸酶活性的影响，在前6 d均是抑制作用并且随着天数的增加抑制作用增强，最大的抑制作用出现在第6 天时1 mg·L-1 2，4-D 浓度下。在第10 天出现很强的激活作用。其中1 mg·L-1 2，4-D的激活作用最强为646.73%。培养到第15天仍然对土壤磷酸酶呈现出抑制作用。
污染物对土壤磷酸酶活性的影响包括直接影响和间接影响。化学物质进入土壤中，接触土壤磷酸酶产生的抑制作用称为直接影响。间接影响指化学物质对土壤生物产生作用，从而影响土壤生物分泌酶类。化学物质经生物降解，为微生物增殖提供营养源和能源，显示了激活作用。而抑制作用表现为生物合成机制和细胞膜分泌及机能的减弱。
2.2.3 2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响 由图3可以看出，不同浓度的2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响从整体看来还是以抑制作用为主，在第15 d有激活作用但是激活的程度都不是很明显。随着培养天数的增加不同浓度的2，4-D对过氧化氢酶活性的抑制作用逐渐减小。
3 结 论
土壤酶活性反映了土壤中各种生物化学过程的强度和方向，其活性是土壤肥力评价的重要指标之一，同时也是土壤自净能力评价的一个重要指标。2，4-D进入自然环境中会产生一定累积，能改变土壤酸碱度和土壤成分的溶解性，影响土壤正常微生物菌群的生长。
2，4-D对土壤脲酶活性的影响趋势大致为前3 d出现很强的激活作用，第6天以后又出现很强的抑制作用。2，4-D对土壤磷酸酶活性主要是抑制作用。2，4-D对土壤过氧化氢酶活性的影响表现为抑制—激活—抑制—激活的趋势。2，4-D对土壤中脲酶、磷酸酶、过氧化氢酶的抑制作用顺序为：脲酶>磷酸酶>过氧化氢酶。说明土壤中脲酶对农药污染更加敏感，建议将其作为表征土壤2，4-D污染的指示酶。
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土壤活性 篇4
1 材料与方法
1.1 试验材料
本试验在山西农业大学园艺站大棚内进行, 黄瓜种子供试品种为津春2 号, 土壤处理剂:云大中天, 由山西云大中天环境科技有限公司生产。
1.2 试验设计
试验对象为连作1 年、2 年、4 年、10 年和18 年的黄瓜土壤, 以施云大中天处理剂为处理, 不施土壤处理剂为对照, 进行盆栽试验, 小区面积30 cm2, 随机区组排列, 试验设3 次重复, 4 月29 日播种, 营养钵育苗, 5 月20 日定植露地, 6 月10 日开始采收, 7 月2 日收获完毕。
1.3 土壤采集
2014 年3 月, 在太谷周边地区选取连作1 年、2 年、4 年、10 年和18 年的田块, 在黄瓜根区用直径4 cm的土钻取0~20 cm的土层样, 装入密封塑料袋带回实验室, 储存于4℃的冰箱内用于土壤酶活性的测定。
1.4 栽培过程
选取干净饱满的黄瓜种子, 用55℃的温水烫种后, 用质量分数为1%的高锰酸钾溶液消毒杀菌15 min, 风干, 放入恒温箱中, 25℃进行催芽, 待70% 黄瓜种子露白时播入花盆中, 于露地中常规管理。
2 试验测定项目与方法
2.1 土壤微生物
土壤微生物的测定参照土壤微生物研究法, 样品取用花盆内0~20 cm的新鲜土壤。
2.2 土壤酶活性
蔗糖酶测定采用3, 5- 二硝基水杨酸法测定。脲酶活性测定采用苯酚钠- 次氯酸钠比色法 (NH3-N mg/100 g·24 h) , 碱性磷酸酶测定采用苯磷酸二钠比色法 (Phenol mg/100 g·24 h) , 具体方法参考土壤微生物研究法, 各样品均设3 个重复。
2.3 植株鲜果取样分析
本试验在初花期 (5 月中旬) , 播种后60 d开始进行植株生长发育状况调查, 在雌花开花期做开花日期标记, 在水分及干物质、VC含量、可溶性固形物、蛋白质等含量测定时, 在不同处理中取开花期相同的鲜果进行测定。
2.4 黄瓜品质的测定
本试验于7 月10 日、7 月15 日、7 月20 日上午8 点分别随机采收的新鲜、无病害嫩瓜进行黄瓜品质测定。
水分及干物质的含量测定:分别取不同连作年限的新鲜黄瓜的可食部分, 用四分法随机取样, 切碎混匀, 称取10 g作为样品放于称量皿中, 于120 ℃ 的干燥箱中高温干燥24 h , 取出冷却后称质量, 计算含量。
总糖测定采用手持折光仪法, VC含量测定采用2, 6-二氯酚靛酚滴定法。蛋白质含量测定采用考马斯亮蓝G-250 法。
2.5 数据分析
所有数据采用Microsoft Excel软件进行制图和SAS软件进行方差分析。
3 结果与分析
3.1 不同土壤处理剂对不同连作年限黄瓜土壤酶活性的影响
3.1.1 云大中天处理剂对不同连作年限黄瓜土壤脲酶活性的影响
施用消毒剂对黄瓜不同连作年限土壤脲酶活性的影响见图1。从图1 可看出, 脲酶活性随黄瓜土壤连作年限的增加而呈先下降后上升的趋势, 2 年的脲酶活性最高, 为3.2 mg/g, 连作10 年的脲酶活性最低, 为1.3 mg/g。通过处理剂处理后, 脲酶活性呈先上升后下降再上升的趋势。连作2 年的土壤脲酶活性最高, 为3.91 mg/g, 连作10年的土壤脲酶活性最低, 为1.32 mg/g。连作2 年、4 年、18年的土壤脲酶活性分别比处理剂 (云大中天) 处理的土壤脲酶活性降低3.15 %、2.69 %、3.45 %, 10 年活性基本无明显变化。
3.1.2 处理剂对不同连作年限黄瓜土壤蔗糖酶活性的影响
施用消毒剂对黄瓜不同连作年限土壤蔗粮酶活性的影响见图2。由图2 可知, 黄瓜土壤连作对蔗糖酶活性的影响较为明显, 随着连作年限的增加, 蔗糖酶活性均呈下降的趋势。连作10 年的蔗糖酶活性最低, 为15 mg/g。1 年的蔗糖酶活性最高, 为37 mg/g。经处理剂 (云大中天) 处理后的土壤中, 10 年的活性最低, 为12 mg/g, 1 年的活性最高, 为33 mg/g, 连作2 年、4 年、18 年的蔗糖酶活性与对照相比基本无明显变化。
3.1.3 云大中天处理剂对黄瓜不同连作年限土壤磷酸酶活性的影响
施用消毒剂对黄瓜不同连作年限土壤磷酸酶活性的影响见图3。由图3 结果显示, 黄瓜土壤连作年限对磷酸酶活性的影响总的趋势是随着年限的增加, 酶活性呈先上升后下降再升高的趋势, 2 年的活性最高, 为0.059 mg/g, 4 年活性最低, 为0.012 mg/g, 经消毒剂处理后, 连作1 年、10 年和18 年的磷酸酶活性分别比对照提高1.07 %、16.02 %、5.74 %。
3.2 处理剂对黄瓜不同连作年限品质的影响
3.2.1 处理剂对黄瓜不同连作年限可溶性固形物含量的影响
本试验使用土壤处理剂测定黄瓜含量变化如表1 所示, 使用处理剂处理后不同连作年限的可溶性固形物含量与对照相比, 1 年和18 年的达显著水平, 2 年、4 年和10年的差异不显著。
3.2.2 处理剂对黄瓜不同连作年限蛋白质含量的影响
蛋白质含量的变化情况如表2 所示, 使用处理剂处理后蛋白质含量与对照相比, 4 年的差异未达显著水平。
3.2.3 处理剂对黄瓜不同连作年限VC含量的影响
本试验使用土壤处理剂测定黄瓜VC含量变化如表3所示, 使用处理剂处理后的VC含量与对照相比, 1 年的达显著水平, 2 年、4 年、10 年和18 年的差异不显著。
3.2.4 处理剂对黄瓜不同连作年限含水量的影响
本试验对种植在施有土壤处理剂的黄瓜不同连作年限进行含水量测定, 分析是否有显著性差异。如表4 所示, 黄瓜不同连作年限使用处理剂后的黄瓜含水量与对照相比, 含水量较高, 但差异不显著。
4 讨论
施用土壤处理剂可以改善果实的营养品质。本试验采用云大中天处理剂对连作不同年限的黄瓜土壤处理, 通过测定土壤指标及营养指标, 可以看到土壤处理剂的效果比对照效果要好。在本试验中, 土壤脲酶活性随黄瓜连作年限的增加呈先上升后下降再上升的趋势, 与吴凤芝等的研究连作18 年保护地黄瓜根际土壤脲酶的活性比连作3 年时略有升高的结果是一致的, 这可能与当时的温度和作物根系生物量的增加有关。土壤蔗糖酶和磷酸酶的活性均呈下降趋势, 与张淑香的研究大豆连作条件下蔗糖酶的活性降低也是一致的。通过向土壤中加入处理剂后, 土壤脲酶、蔗糖酶、磷酸酶的活性比对照土壤酶活性有所提高。这可能是土壤处理剂提高了植株的养分迁移速率, 增加了叶片中的钙、钾等元素含量, 或者土壤处理剂中本身含有钾及中量元素, 促进了黄瓜植株的生长, 其中的生物活性物质也起到了积极的作用。而土壤处理剂在不同作物的最佳用量和应用效果还需进一步研究探讨。
综上所述, 施用土壤处理剂对土壤及黄瓜生长有一定的促进效果。
5 结论
对于黄瓜, 施用土壤处理剂云大中天后, 脲酶的活性随着黄瓜连作年限的延长而呈先下降后上升的趋势, 蔗糖酶的活性基本均呈下降趋势, 磷酸酶活性呈先上升后下降再上升的趋势。黄瓜蛋白质含量、可溶性固形物、含水量、VC含量随连作年限的增加而降低, 通过云大中天处理剂处理后, 土壤脲酶、蔗糖酶、磷酸酶、黄瓜可溶性固形物、蛋白质含量、含水量、VC含量比对照有所增加。
摘要：随着设施蔬菜生产的规模化、工厂化和专业化发展, 蔬菜连作障碍的现象日趋严重, 成为产业发展的瓶颈, 严重制约蔬菜生产的可持续发展。为此, 针对土传病害危害越来越重的现状, 采用云大中天土壤调理剂, 研究这种土壤处理剂对不同连作年限土壤的调节能力以及对黄瓜生长发育的影响, 为土壤处理剂对土传病害的抗性机制、育苗和栽培应用工作提供科学的理论依据。
土壤活性 篇5
石榴根区土壤微生物分布及酶活性分析
对云南蒙自石榴园根区土壤不同深度、不同水平距离的微生物分布与酶活性进行研究,探索石榴种植的致病因素.结果表明:在垂直方向上,土壤微生物量与土壤酶活性随土层厚度增加而呈减少的.趋势,微生物主要集中在0～40 cm土层之中,而40～80 cm土层含量较少.0～40 cm土层与40～80 cm土层之间差异显著.在水平方向上,土壤微生物与土壤酶活性表现为距树基处较近的0～50 cm范围内较高,离树基处较远的地方较低,但是统计结果显示,除真菌、放线菌在距根0～50 cm与距根50～200 cm之间差异显著外,细菌、土壤脲酶、脱氢酶和蔗糖酶各水平距离之间差异不显著.相关分析发现微生物含量与酶活性之间有较高的相关性.
作 者：张德刚 刘艳红 董木星 李河 作者单位：红河学院,生命科学与技术学院,云南,蒙自,661100刊 名：北方园艺 PKU英文刊名：NORTHERN HORTICULTURE年，卷(期)：“”(8)分类号：S665.454.38+1关键词：石榴 根区 土壤微生物 土壤酶活性
土壤活性 篇6
关键词:控释掺混肥;根际土壤;土壤酶
中图分类号:S154.2;S633.46+2 文献标识号:A 文章编号:1001-4942(2010)03-0056-03
传统大蒜施肥以施用速效肥料为主,在播种时将氮肥的60%～80%、全部的磷钾肥一次性基施(其余氮素翌春追施),但这并不符合大蒜的养分吸收特性;加之速效肥料分解快、较难被土壤固定,使得这种传统的施肥方法极易造成速效养分在冬季的大量流失,从而降低肥料利用率。控释肥养分释放平稳,可根据作物养分吸收特点人为控制其释放期[1]。在普通控释肥中掺进部分速效化肥制成的控释掺混肥,除具备控释肥供肥持久的一般特征外,还解决了传统控释肥前期养分释放量过低的问题[2～4]。此外包膜量的减少还降低了成本,使之更易被群众接受。与习惯施肥相比,等量和80%用量控释掺混肥能使大蒜鳞茎产量提高、可溶性糖含量增加,干物质产量、氮素利用率提高,增产节肥效果明显[5]。
土壤酶活性是土壤生物活性的总体现,它不仅与作物产量及土壤管理措施之间有一定关系,且在一定程度上反映了土壤的综合肥力特征及土壤养分转化进程,推动着土壤的代谢过程,影响着作物的生长[6～8]。本试验通过研究控释掺混肥施入后大蒜根际土壤酶活性的变化,探明控释掺混肥对大蒜根际土壤酶活性的影响,以期为控释掺混肥的推广应用提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 材料
供试大蒜品种为金乡蒜。试验所用控释掺混肥为金正大生态工程公司提供的大蒜专用肥(N-P2O5-K2O=18-7-16,下同);习惯施肥为未包膜的掺混肥(18-7-16),由尿素(46-0-0)、磷酸二铵(18-46-0)和硫酸钾(0-0-50)掺混而成。
1.2 试验设计
试验于2008年10月至2009年6月在山东农业大学园艺试验站进行。供试土壤类型为棕壤,试验前0～20 cm耕层土壤养分含量为有机质19.30 g/kg、全氮1.12 g/kg、全磷0.73 g/kg、全钾8.30 g/kg、碱解氮75.21 mg/kg、速效磷19.54 mg/kg、速效钾80.31 mg/kg。
试验设5个处理,随机区组排列,重复3次。处理内容及肥料施用量见表1。每处理设一小区,小区面积为12.5 m×1.7 m=21.25 m2。株行距为15 cm×17 cm。2008年10月8日播种,所有控释掺混肥(CRF1、CRF2、CRF3)均作基肥一次性施入;习惯施肥(CCF)中全部磷、钾及氮素的70%基施,其余30%氮素于翌春大蒜返青后追施。及时采收蒜薹,以促进鳞茎膨大。其它管理同当地农民习惯。
1.3 测定项目与方法
1.3.1 取样 于2009年4月15日采集田间大蒜根际土壤。取0~20cm土层中的根系,轻轻抖动出根际土壤,混匀,装入灭菌的塑料袋密封,带回实验室风干,过1 mm筛孔,用于测定土壤酶活性。
1.3.2 土壤酶活性的测定 采用靛酚比色法测定脲酶,结果以1 g土24 h产生的NH3-N的毫克数表示;用邻苯三酚比色法测定多酚氧化酶的活性,以2 h后1 g土壤中生成的紫色没食子素的毫克数表示;用高锰酸钾滴定法测定过氧化氢酶的活性,其活性以1 g土所消耗的0.1 mol/L KMnO4溶液的毫升数表示;用3,5-二硝基水杨酸比色法测定蔗糖酶的活性,以1 g土在37℃条件下培养24 h后含有的葡萄糖的毫克数表示;用磷酸苯二钠法测定磷酸酶的活性,以24 h后1 g土壤中释放出酚的毫克数表示[9]。
1.4 数据统计分析
采用DPS统计软件对数据进行分析。
2 结果与分析
2.1 控释掺混肥对大蒜根际土壤脲酶活性的影响
脲酶是土壤氮循环的一种关键性酶,可以加速土壤中潜在养分的有效化,与土壤供氮能力密切相关,而土壤中脲酶活性可以作为衡量土壤肥力的指标之一,并能部分反映土壤生产力[10]。由表2可见,施肥处理显著提高了土壤脲酶的活性,且随控释掺混肥施入量的增加而升高,CRF1、CRF2和CRF3三个处理之间差异显著。CRF1和CRF2处理脲酶活性均显著高于CCF处理,CRF3处理脲酶活性与CCF处理差异不显著。
2.2 控释掺混肥对大蒜根际土壤磷酸酶活性的影响
土壤磷酸酶参与磷素循环,对土壤磷素的转化利用具有重要作用。因此,土壤磷酸酶活性可以表征土壤的肥力水平,尤其是磷素营养状况。从表2可以看出,施肥处理显著提高了土壤磷酸酶的活性,且随控释掺混肥施入量的增加而升高,三个控释掺混肥处理之间差异显著。CRF1和CRF2处理磷酸酶活性均显著高于CCF处理,CRF3处理磷酸酶活性低于CCF处理,但差异不显著。
2.3 控释掺混肥对大蒜根际土壤蔗糖酶活性的影响
土壤蔗糖酶属于水解酶类,又称转化酶,主要来自植物的根、土壤微生物。土壤中的蔗糖酶对土壤碳循环有重要意义,肥力状况较好和有机质含量较高的土壤,蔗糖酶活性也较高。由表2看出,施肥处理显著提高了土壤蔗糖酶活性,且随控释掺混肥施入量的增加而显著升高。CRF1和CRF2处理蔗糖酶活性均显著高于CCF处理,而CRF3处理蔗糖酶活性显著低于CCF处理。
2.4 控释掺混肥对大蒜根际土壤过氧化氢酶活性的影响
过氧化氢广泛存在于植物体和土壤中,它是由生物呼吸过程和有机物的生物化学氧化反应产生的,这些过氧化氢对植物和土壤微生物均具有毒害作用。土壤中真菌、细菌和植物根分泌过氧化氢酶,酶促过氧化氢分解为水和氧气,从而解除过氧化氢的毒害作用。如表2所示,在所有处理中,CRF1处理过氧化氢酶活性显著高于其它处理;其次是CCF和CRF2处理,但二者差异不显著,CRF3处理土壤过氧化氢酶均显著低于其它处理而高于CK。
2.5 控释掺混肥对大蒜根际土壤多酚氧化酶活性的影响
多酚氧化酶主要来源于土壤微生物、植物根系分泌物及动植物残体分解释放的酶,是一种复合性酶。土壤多酚氧化酶能把土壤中芳香族化合物氧化成醌,醌与土壤中蛋白质、氨基酸、糖类、矿质元素等反应生成分子量大小不等的有机质和色素,完成土壤芳香族化合物循环。多酚氧化酶活性的变化趋势与前四种酶不一样(表2),所有处理中,CRF2处理多酚氧化酶活性最高,CRF3活性最低,各处理酶活性的顺序为CRF2>CK>CRF1>CCF>CRF3,这表明施肥并不能提高多酚氧化酶的活性,对其活性影响较小。
3 讨论与结论
土壤酶主要来自植物根系和微生物的活动,土壤酶活性是土壤中生物学活性的总体现,表征了土壤的综合肥力特征以及土壤养分转化过程。土壤酶活性容易受到土壤环境因子的影响,不同施肥制度下土壤酶活性变化较大。一般而言,土壤有机质含量与全氮、全磷含量高低有直接关系,而土壤酶与土壤有机质关系密切,因此土壤酶活性与土壤氮、磷含量有一定的关系。土壤有机质、全磷、全氮通过直接或间接效应成为影响脲酶和磷酸酶、蔗糖酶活性的主要因素。有研究表明,土壤蔗糖酶、蛋白酶、磷酸酶和脲酶活性与全氮含量显著相关;过氧化氢酶、转化酶、蛋白酶、磷酸酶、脲酶与速效氮、速效磷呈极显著相关或显著相关;脲酶与全磷呈极显著相关。本试验中,由于控释掺混肥缓慢释放养分,等量和80%控释掺混肥用量处理,土壤中含有较多的氮磷钾养分,因此脲酶、磷酸酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性显著高于习惯施肥处理。反过来,较高的土壤酶活性又促进肥料的养分利用,增加土壤肥力,进而提高作物产量。
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土壤活性 篇7
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 (M B C) 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代理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。张珺穜等 (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
根茬存留对土壤酶活性效应的影响 篇8
1 材料与方法
1.1 供试材料
试验用的土壤是哈尔滨呼兰的黑土, 取下层土壤 (20～40 cm) 。根茬是呼兰甜菜研究所种的甜菜、玉米、大豆下层土壤 (20～40 cm) 的根茬。
1.2 试验处理
土壤培养具体方法:试验土壤先过20目筛, 取相当于烘干土300 g的土壤放入培养瓶中, 共32瓶, 分别将甜菜、玉米、大豆的根系 (含等量有机质) 均匀的混入土壤中, 每种根系混拌8瓶, 剩余8瓶作为空白;同一根系处理下设两个温度梯度 (15℃、25℃) , 两个湿度梯度 (20%、30%) , 以及两个施氮量 (0、100 mg·kg-1) 。在培养箱中培养60 d后进行试验项目测定。
1.3 测定项目与方法
1.3.1 过氧化氢酶
过氧化氢酶活性的测定采用容量法 (高锰酸钾溶液) 。
1.3.2 蔗糖酶
蔗糖酶活性的测定采用比色法 (波长508 nm) 。
为了消除土壤中原有的蔗糖、葡萄糖而引起的误差, 每一土样需做无基质对照, 整个实验需做无土壤对照。
2 结果与分析
2.1 不同作物根系对土壤过氧化氢酶活性的影响
2.1.1 在不同温度下, 不同作物根系对土壤过氧化氢酶活性的影响
由图1可得出:在湿度30%, 含氮量0.03 g (纯氮) 条件下, 温度对土壤过氧化氢酶的活性有一定的影响。没加入根系的空白中15℃时土壤过氧化氢酶活性较高, 而三种不同作物 (甜菜、玉米和大豆) 根茬对土壤过氧化氢酶活性的影响是不一致的, 在15℃的条件下, 添加作物根系过氧化氢酶活性变化较大;在25℃的条件下, 添加三种作物根系土壤过氧化氢酶的活性均下降。
在15℃时, 添加玉米根系略提高了土壤过氧化氢酶活性, 而添加甜菜和大豆根系过氧化氢酶活性降低, 添加大豆根系的降低了21.6%为最多;在25℃时, 添加三种作物根系土壤的过氧化氢酶活性均下降, 下降最显著的是大豆, 降幅为28.4%, 其次是玉米和甜菜。
2.1.2 在不同湿度下, 不同作物根系对土壤过氧化氢酶活性的影响
在温度25℃, 含氮量0.03g (纯氮) 条件下, 湿度对土壤过氧化氢酶的活性有一定的影响。没加入根系的空白中两个湿度条件下土壤过氧化氢酶活性一致, 而三种不同作物 (甜菜、玉米和大豆) 根茬对土壤过氧化氢酶活性的影响是不一致的, 在20%湿度的条件下, 添加作物根系过氧化氢酶活性变化较大;在30%的条件下, 添加三种作物根系土壤的过氧化氢酶活性均下降。
在20%湿度的条件下, 添加甜菜和玉米根系略微提高了土壤过氧化氢酶活性, 而添加大豆根系过氧化氢酶活性降低了36.6%;在30%湿度的条件下, 添加三种作物根系土壤的过氧化氢酶活性均下降, 下降最显著的是大豆为30.2%, 其次是玉米和甜菜 (见图2) 。
2.1.3 在不同含氮量下, 不同作物根系对土壤过氧化氢酶的活性的影响
由图3可得出:在温度25℃, 湿度30%条件下, 在不含氮或含氮的条件下, 添加三种作物根系土壤的过氧化氢酶活性均下降, 其中添加大豆根茬的过氧化氢酶活性下降最显著, 两种条件下分别下降了29.4%和30.7%, 玉米和甜菜次之。
2.2 不同作物根系对土壤蔗糖酶活性的影响
2.2.1 在不同温度下, 不同作物根系对土壤蔗糖酶活性的影响
在湿度30%, 含氮量0.03 g (纯氮) 条件下, 温度对土壤蔗糖酶的活性有一定的影响。没加入根系的空白中25℃时土壤蔗糖酶活性较高, 而三种不同作物 (甜菜、玉米和大豆) 根茬对土壤蔗糖酶活性的影响规律不一致。
在15℃时, 添加作物根系提高了土壤蔗糖酶活性, 提高程度较大者是玉米根系 (+28.4%) , 其次是甜菜和大豆;在25℃时, 添加大豆和甜菜根系蔗糖酶活性提高, 其中提高最显著的是大豆 (+21.4%) , 添加玉米根系蔗糖酶活性下降 (-57.3%) (见图4) 。
2.2.2 在不同湿度下, 不同作物根系对土壤过氧化氢酶活性的影响
由图5可得出:在温度25℃, 含氮量0.03 g (纯氮) 条件下, 湿度对土壤蔗糖酶的活性有一定的影响。没加入根系的空白中30%湿度下蔗糖酶活性高, 而三种不同作物 (甜菜、玉米和大豆) 根茬对土壤蔗糖酶活性的影响是不一致的, 在20%湿度的条件下, 添加大豆和玉米根系提高土壤蔗糖酶活性均在74%以上, 而添加甜菜根系蔗糖酶活性降低了29.1%;在30%湿度的条件下, 添加三种作物根系土壤的蔗糖酶活性均有所提高, 提高最显著的是大豆和玉米, 均在40%以上, 其次是甜菜 (+15%) 。
2.2.3 在不同含氮量下, 不同作物根系对土壤蔗糖酶活性的影响
在温度25℃, 湿度30%条件下, 含氮量对土壤蔗糖酶的活性有一定的影响。由图6可知:没加入根系的空白中0.03 g含氮量的条件下蔗糖酶活性高, 而三种不同作物 (甜菜、玉米和大豆) 根茬对土壤蔗糖酶活性的影响是不一致的, 在不含氮的条件下, 添加作物根系蔗糖酶活性变化的差异较大;在含氮的条件下, 添加三种作物根系土壤的蔗糖酶活性均有不同程度的提高。
在不含氮的条件下, 添加甜菜和玉米根系提高了土壤蔗糖酶活性, 其中添加玉米根系蔗糖酶活性提高较大 (+61.7%) , 而添加大豆根系蔗糖酶活性降低了41.7%;在含氮的条件下, 添加三种作物根系土壤的蔗糖酶活性均提高, 提高最显著的是玉米和大豆, 分别为37.8%和39.2%, 其次是甜菜。
3 结论
作物根茬留存在土壤中是土壤有机质的重要来源之一, 同时留在土壤中的根茬在其腐解过程中也必然影响土壤酶的活性。因此, 根茬留在土壤中的有机质数量及其组成状况的不同, 可能是造成土壤酶活性效应不同的主要原因。从研究的结果可以看出, 各种作物根茬的酶活性效应差异很大, 这种差异反映出不同作物根茬对土壤酶的不同影响。
过氧化氢酶各处理之间差异不大, 但相对来说, 在一定的温湿度和氮含量下, 玉米和甜菜的根茬使得酶活性相对大豆根茬处理结果较强, 与空白对照基本持平, 增长不明显, 而大豆根茬对过氧化氢酶的活性降低, 最大降幅为36.5%。
加入根茬后, 蔗糖酶的活性均升高, 相对来说, 在一定的温湿度和氮含量下, 玉米和大豆的根茬使得蔗糖酶活性提高幅度大, 范围在20%～60%, 甜菜根茬影响不明显, 最高增幅为14%。
在温度为15℃, 20%湿度, 不含氮条件下, 将玉米根茬加入土壤可以同时提高过氧化氢酶和蔗糖酶活性。
参考文献
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[5]王正平.茬口的土壤酶活性效应初探[J].土壤通报, 1986, 17 (6) :283-286.
重金属对土壤微生物活性的影响 篇9
土壤微生物几乎参与土壤中的一切生物及生物化学反应, 在土壤功能及土壤过程中直接或间接地起重要作用, 包括对动植物残体的分解、养分的储存转化及污染物的降解等。土壤呼吸是微生物矿化有机质、利用养分的产物, 其强度反映了微生物的代谢能力和活性。而土壤酶是土壤生物化学反应的催化剂, 参与了土壤生态环境中许多重要的代谢过程, 对土壤本身及农作物生长影响显著, 是一种指示土壤污染状况的重要指标[2,3]。
长春市排放的工业污水中含有多种污染物质, 尤其是含有以铜、锌、镉、铬等为主的重金属污染物, 长期浇灌必然对土壤造成影响。
为进一步研究污灌土壤中重金属污染状况, 本研究选取了几种较有代表性的土壤酶, 以及对土壤基础呼吸的测定来探讨重金属的污染。通过对污灌区重金属污染土壤采样和微生物学指标的测定, 旨在探索重金属污染与土壤微生物学指标的内在联系, 为污染土壤的质量评价、生物治理及环境修复提供理论依据[4,5,6]。
1 研究区概况
研究区位于长春市北部的季家水库, 四间房水库和西部的西新水库。季家水库隶属于宽城区奋进乡, 水库水来源除雨水外, 大部分是机车厂等工业排放的废水;四间房水库隶属于绿园区, 主要是大成玉米等企业排放的污水;西新水库地处长春西部, 隶属于西新镇, 主要积水为天然降雨、降雪和中国一汽集团污水处理厂排水。在这几大污灌区中, 西新水库主要种植水稻, 而季家和四间房水库以污灌水种植棚栽蔬菜为主。由于污水属混合型, 不仅为农业生产提供了廉价的灌溉水源, 同时污水中含有比较丰富的农业作物所需的多种养分, 污水灌溉农作物增产效果显著, 因此, 近几年来污水灌溉面积不断增大。
2 研究材料与方法
2.1 土壤
供试土壤为长春市污灌区四间房水库、季家水库、西新水库污灌土壤, 2012年5月采样, 同时取清灌土壤作对照, 共6个样品。新鲜土壤研磨过2mm筛用于测定, 一部分测定土壤基础呼吸、土壤酶活性;另一部分土壤风干后用来测定土壤重金属含量。
2.2 土壤基础呼吸的测定
采用直接吸收法 (密闭法) 滴定测定。在一个密闭系统内放置土壤及一定量的Na OH标准溶液, 土壤微生物在呼吸过程中释放出来的CO2由Na OH吸收。每隔24 h, 定期测定土壤中释放出来的CO2, 每个处理设2个平行, 同时做空白测定[4]。
2.3 土壤重金属的测定
称取1 g样品于具塞三角瓶中, 加入王水 (硝酸与盐酸为3∶1) , 加盖浸泡过液。消解样品, 对重金属采用原子吸收法测定[5]。同时做空白测定。
2.4 土壤酶活性的测定
脲酶———苯酚钠比色法;
过氧化氢酶———高锰酸钾滴定法;
磷酸酶———磷酸苯二钠比色法;
脱氢酶———比色法。
3 结果分析与讨论
3.1 土壤重金属含量
不同土壤样品中重金属Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量见表1。
由表1可见, 四间房、季家、西新各采样点污灌区重金属含量均超过清灌区, 污灌土壤受到不同程度的重金属污染。其中四间房污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别高出清灌土样3.6倍、0.6 492倍、0.538倍、0.825倍和0.237倍;Cr含量清灌与污灌差别较小, 表明四间房污灌区受Cd、Hg、Cu、Zn 4种重金属复合污染。季家污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别是清灌土样的18.6倍、2.04倍、0.543倍、0.594倍、0.289倍, 除Cr外, 污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn含量均明显高于清灌土样, 表明该点受Cd、Hg、Cu、Zn 4种重金属复合污染, 尤其Cd严重超标。西新污灌土样中Cd、Hg、Cu、Zn、Cr含量分别是清灌土样的9.23倍、1.505倍、0.180倍、0.152倍、0.294倍, Hg、Cu、Zn、Cr与清灌土样差别不大, Cd明显污染严重。与土壤重金属允许含量相比, 四间房污灌、季家污灌和西新污灌区的Cd、Hg超标, 其余重金属尚不超标。
mg/kg
3.2 污灌对土壤基础呼吸的影响
不同土壤样品CO2释放量见表2。
mg/100 g (干土)
由表2可知, 测定的前3 d, 微生物呼吸很不稳定, 第4、5 d土壤呼吸基本稳定。表明清灌土壤呼吸强度明显高于污灌土壤。由表1重金属含量的比较可知, 污灌土壤重金属含量高于清灌土壤;土壤中重金属浓度低则有利于土壤微生物呼吸, 高浓度重金属污染抑制了土壤的呼吸作用。
土壤呼吸是表征土壤质量和肥力的重要生物学指标之一。尤其是土壤基础呼吸部分反应了土壤的生物活性和土壤物质代谢的强度。在生态演替过程中, 植被的变化通过吸收养分和归还有机物等影响着土壤的物理、化学和生物学性质, 土壤呼吸也随之变化, 指示着系统演替中土壤质量的变化过程。此外, 土壤呼吸也是反映系统对环境胁迫响应的指标之一, 其速率变化与否以及变化的方向反应了系统对胁迫的敏感程度和响应模式。土壤呼吸还可以作为环境污染程度和生态系统对污染的承受力的一个判断。土壤生物能够降解某些污染物质, 土壤呼吸强度与某些污染物的分解速率呈正相关, 从而指示土壤肥力, 反映污灌区环境质量的优劣。
3.3 土壤酶活性
不同土壤样品中4种酶活性见表3。
mg/g
由表3可知, 不同土样的酶活性值有差异, 除季家清灌采样点脲酶、脱氢酶、过氧化氢酶活性高于污灌采样点外, 其余各采样点污灌土样中酶活性均高于清灌土样, 呈激活趋势, 其中过氧化氢酶活性变化最显著, 污灌、清灌采样点变化幅度较大。由此可见, 一方面适量的重金属对土壤酶具有明显的激活作用, 污水灌溉可使土壤酶活性升高, 另一方面同一土壤中不同土壤酶对重金属的敏感性也有差别。土壤酶活性受重金属污染的抑制主要通过重金属与底物的结合、重金属和酶蛋白的活性部位结合, 或者重金属与酶—底物复合体的结合。重金属在土壤中分布的形态特征和不同形态重金属对土壤酶活性产生不同影响。
土壤微生物的生化作用强度与重金属形态分布相关性和偏相关性关系及土壤微生物生物化学作用强度受各重金属不同化学形态影响不同。土壤中一些酶由微生物分泌, 并且和微生物一起参与土壤中物质和能量的循环。土壤酶作为一种主成分为蛋白质的活分子, 对重金属的抑制或激活非常敏感。重金属一方面对酶蛋白作用, 一方面能影响土壤微生物及土壤动物, 土壤酶活性的大小与重金属污染程度也存在一定相关性。
4 结论
从土壤基础呼吸、土壤酶活性两方面分析了污灌区重金属对土壤微生物学指标的影响。结果显示, 重金属污染的土壤, 土壤微生物活性降低, 从而影响了土壤中有机质的周转和矿化、养分转化和有机废弃物的循环等。微生物活性可以敏感地反应土壤质量的健康状况。这为土壤的质量评价、生物治理及环境修复提供了理论依据。
摘要：污灌区土壤基础呼吸、土壤酶的活性是判断土壤重金属影响的指标。通过对长春市四间房、季家、西新3座水库周边地区的污灌、清灌土壤的对比研究, 从土壤微生物基础呼吸、土壤酶活性的变化, 来研究污灌区重金属对土壤的影响, 从而来判断污灌区环境质量的优劣。结果表明:污灌水中含有多种重金属污染物, 其对土壤基础呼吸起一定的抑制作用。另一方面, 污灌水质对土壤酶活性的影响表现为重金属过高呈现抑制, 低浓度呈现激活作用。
关键词：污灌,土壤基础呼吸,土壤酶,重金属污染
参考文献
[1] 李军.浅论污灌区重金属污染分析及评价[J].科技视界, 2012, 02 (4) :130-132.
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[5] 所芳, 贾锐鱼.土壤重金属污染研究现状[J].中国西部科技, 2009, 6 (16) :53-55.
土壤活性 篇10
1 研究区概况及研究方法
1.1 研究区概况
研究区位于贵州茂兰喀斯特原始森林国家级自然保护区(107°52′-108°05′E,25°09′-25°20′N),处于贵州高原与桂东丘陵的过度地带,平均海拔758.8m,年均气温18.3℃,年均降水量1320.5mm,属亚热带季风性湿润气候。地貌属典型的喀斯特地貌,岩石以纯质石灰岩和白云岩为主,广泛分布着土面、石土面、石沟、石缝、石槽等多种复杂多样的小生境,土壤以黑色石灰土为主[3],且土层浅薄,不连续。植被类型为亚热带常绿落叶阔叶混交林,主要树种有云贵鹅耳枥(Carpinus pubescens),圆叶乌柏(Sapiumrotundifolium Hemsl),多脉榆(Ulmus castaneifolia),光叶榉(Zelkova serrata),香叶树(Lindem communis),翅荚香槐(Cladrastis platycarpa),黄梨木(Boniodendron minus),青冈(Quercus glauca),椤木石楠(Photinia davidsoniac)等。
1.2 样地设置
样地设在贵州茂兰喀斯特原始森林国家级自然保护区,选择有代表性的样地:Ⅰ.顶级恢复阶段(Top-level vegetation,TV),Ⅱ.乔木恢复阶段(Arbor,AR),Ⅲ.乔灌恢复阶段(Arbor and frutex,AF),Ⅳ.灌丛恢复阶段(Frutex,FX),Ⅴ.灌草恢复阶段(Meadow Thicket,MT),Ⅵ.草坡恢复阶段(Grassplot,GT)),对照样地Ⅶ.坡耕地(Comparison,CK)(表1)。
1.3 样品采集及分析
土壤样品于2007年8月采集。选择不同植被恢复阶段具有代表性的样地(样地面积为10m×10m),各恢复阶段设置3个样地。参考王世杰等土壤样品采集方法[4],采用梅花型三点混合取样法分不同小生境(石缝、土面、石沟和石土面)进行土壤样品采集,采集样品重约0.5kg。同时以坡耕地作为对照。其基本特征见表1。土壤样品带回实验室后分2份,1份土样风干过筛,按照常规方法测定土壤基本理化性质,另一份鲜样测定土壤酶活性。
根据中科院南京土壤研究所编制的土壤理化分析方法,土壤p H值采用电位测定法,全氮采用高氯酸-硫酸消化法,有机质用重铬酸钾法,碱解氮采用扩散吸收法,全磷采用高氯酸-硫酸酸溶-钼锑比色法,速效磷采用碳酸氢钠法[5]。参考关松萌等编制的土壤酶及其研究法,土壤蔗糖酶活性测定以p H5.5的磷酸缓冲液和甲苯做培养液,培养24h后用1g土壤中含有的葡萄糖毫克数表示;脲酶测定以尿素溶液和甲苯做培养液,用p H6.7的柠檬酸盐作缓冲液,培养24h后,用1g土壤中NH3-N毫克数表示;蛋白酶以p H7.4的0.2M磷酸盐缓冲液配置的酪素溶液,培养24h后,用1g土壤中氨基氮的毫克数表示[6]。
1.4 数据统计及分析
一般数据采用Excel处理,相关分析和方差分析采用SPSS 13.0软件分析。
2 结果与分析
2.1 不同植被恢复阶段土壤养分变化
土壤养分是植被生存与发展的重要物质基础。植被恢复过程中的养分变化,实际上是植被养分的消耗与累积的动态过程[7]。随着植被的演替,植物群落的生物量与枯落物发生变化,土壤养分也发生相应变化,并且在不同的养分间存在较大差异(表2)。
注:*表示差异达显著水平(P<0.05),**表示差异达极显著水平(P<0.01)
土壤p H值与土壤微生物的活动、土壤酶活性、土壤有机质的分解、土壤营养元素的释放与转化以及土壤发生过程中元素的迁移等有关,大多数土壤养分在p H值为6.5-7时有效性最高或接近最高[8]。从不同植被恢复阶段土壤养分性状属性可看出,六个恢复阶段土壤p H值都集中在6.5-7之间,由此可见土壤养分能够有效的释放和转化。对照样地的p H值为6.98,这是由于人为对坡耕地的干扰改变了土壤的酸碱性,才使其p H值维持在中性水平(表2)。
土壤全氮包括所有形式的有机和无机氮素,是标志土壤氮素总量和供应植物有效氮素的源和库,综合反映了土壤的氮素状况。方差分析表明,随着退化喀斯特森林植被的演替,土壤全氮含量呈波动增加趋势。由高级恢复阶段到低级恢复阶段土壤全氮含量分别为:1.16%、0.52%,1.22%,0.63%,0.18%和0.34%。对照坡耕地的全氮含量较高,主要是因为人为施用有机肥使得土壤中氮素含量增加。但其全氮含量还是没有高于顶级群落的全氮含量,说明人为因素只能在一定范围内改变土壤的性状。
不同植被恢复阶段对土壤p H值、全氮、有机质、碱解氮、全磷、速效磷和速效钾的影响极为显著(P<0.01),方差分析显示随着植被向高级群落演替,土壤有机质、碱解氮、全磷、速效磷和速效钾含量呈波动增加趋势。植被群落越高级,土壤有机质、碱解氮、全磷、速效磷和速效钾含量就越高。然而土壤全钾含量受植被恢复阶段的影响并不显著,仅随着植被的恢复平稳增加。
2.2 土壤酶活性与土壤养分的相关性
土壤养分影响林木的生长发育,酶类则参与土壤中复杂的生物化学反应和物质循环,其中包括土壤养分的转化[9]。相关分析结果显示,土壤酶与土壤养分显著相关(表3)。
注:*表示差异达显著水平(P<0.05)
土壤脲酶主要来源于植物和微生物,可将土壤中的尿素水解为氨态氮,使植物所需的养分转化为有效态,是决定土壤中氮转化的关键酶,其活性高低反映了各种生化过程的方向和程度[10]。相关分析表明(表3),脲酶与土壤全氮、碱解氮含量存在着显著负相关关系,相关系数分别为-0.6224和-0.7025。土壤中脲酶活性越强,土壤全氮和碱解氮的含量就越低。然而脲酶与土壤有机质含量呈显著正相关关系,这与焦晓光[11]等人的研究结果一致。土壤有机质含量越高,则土壤脲酶的活性就越强,从而有利于土壤氮的矿化,给植物提供更多的有效氮。
土壤蔗糖酶广泛存在于土壤中,直接参与土壤有机质的代谢过程。土壤蔗糖酶与土壤全磷、速效磷和速效钾含量存在显著正相关关系,而与土壤全氮、有机质、碱解氮和全钾的相关性较弱,其相关系数仅为0.3650、0.2222、0.3232和-0.2995(表3)。
土壤蛋白酶参与土壤中氨基酸、蛋白质以及其他含蛋白质的有机化合物转化。相关分析显示,土壤蛋白酶活性与土壤养分含量的相关性较弱,其中只与土壤全磷和速效磷含量呈显著正相关关系,相关系数分别为0.7550和0.7573。土壤中蛋白酶活性越强,土壤全磷和速效磷含量就越高,越有利于土壤中磷的转化。总的来说,土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性与土壤养分含量相关性相对较强,可以作为土壤肥力的评价指标。
2.3 不同植被恢复阶段土壤酶活性
土壤酶活性可以代表土壤中物质代谢的旺盛程度,在一定程度上反映作物对氮素的吸收利用与生长发育状况,是土壤肥力的一个重要指标。不同植被恢复阶段土壤养分含量有较大的变化,并且土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性与土壤养分含量相关性相对较强。显著性分析表明,不同植被恢复阶段的土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性有极显著差异,它们的P值分别为:2.4×10-4、8.5×10-6和4.6×10-3。
2.3.1 脲酶
土壤脲酶对提高土壤氮素的利用率和促进土壤氮素循环具有重要意义[10]。图1为不同植被恢复阶段土壤脲酶活性动态变化,从图中可以看出对照坡耕地的土壤脲酶活性最大,这可能是因为使用化肥或农家肥等,使其土壤有效态明显高于其他恢复阶段。此外,脲酶的活性大小依次是灌草>灌木>乔木>乔灌>草坡>顶级。安韶山等研究认为大多数植被恢复模式可以提高土壤脲酶活性,促进氮素转化为可供植物利用的有效态养分,提高氮素利用效率和加速土壤氮素循环,土壤质量得到显著改善[12],不同恢复模式由于物种的管理方式不同,对脲酶改善作用也不同[13]。方差分析结果显示不同恢复阶段的土壤脲酶活性呈极显著差异(P<0.01)。其中灌草恢复阶段主要植被类型为野玫瑰,其生性耐瘠薄,在酸性土壤中生长旺盛,生根快,根系多。此外该恢复阶段还生长有大量的草本植物,土壤中根系较其他恢复阶段多,从而有利于改善土壤通气状况,提高土壤养分的利用率,使得灌草恢复阶段土壤微生物活动旺盛,酶活性较大,其酶活性大小为0.25mg/g。
2.3.2 蔗糖酶
土壤蔗糖酶与土壤有机质、氮、磷含量、微生物数量以及土壤呼吸强度有关[14]。一般情况下土壤肥力越高,蔗糖酶活性越强。蔗糖酶活性不仅能够表征土壤生物学活性强度,也可以作为评价土壤熟化程度和土壤肥力的评价指标[1]。方差分析表明,各植被恢复阶段土壤蔗糖酶活性呈极显著差异(P<0.01)。如图2所示,随着植被的恢复,土壤蔗糖酶活性显著增加。其大小依次为顶级>乔木>乔灌>灌木>灌草>草坡。草坡群落的土壤蔗糖酶活性最小,而灌木群落的土壤蔗糖酶活性明显比灌草群落大。土壤蔗糖酶活性从乔灌到顶级群落平稳增加,并且增幅很小。研究发现对照坡耕地的土壤蔗糖酶活性最大,主要由于人为施肥及人为耕作,使土壤蔗糖酶活性有较大变化,并超过植被最初的顶级群落的活性水平。说明经过人为活动,在一定范围、一定时间内对喀斯特地区恶化的生态环境具有改善作用。
2.3.3 蛋白酶
土壤蛋白酶水解蛋白质为短肽,短肽进一步水解为氨基酸,这些水解产物是植物的氮源之一,其活性高低在一定程度上反映土壤氮素营养状况。有研究认为土壤中蛋白酶活性与土壤中氮素营养的转化状况有重要的关系,蛋白酶活性高,表明土壤氮素水平高[15]。方差分析表明,不同植被恢复阶段下土壤蛋白酶活性差异显著(P<0.05)。活性大小依次为:坡耕地>顶级>灌草>乔灌>灌木>乔木>草坡(图3),对照坡耕地的土壤蛋白酶活性最大。
2.4 不同生境土壤酶活性
小生境是指小尺度的生境,按照朱守谦的小生境分类方法,将纯质灰岩发育的喀斯特小生境分为石土面、土面、石沟、石缝、石槽和石洞6种类型,土壤多集中在土面、石土面、石沟、石坑和石洞等小生境中,其中石土面为石面凹陷处,积累枯枝落叶,土壤厚度较小。在喀斯特地区生境作为群落生长的最低条件,在决定群落类别上起着重要作用[16]。
喀斯特生境具有高度的异质性,不同小生境有不同的生态有效性。本研究针对土面、石土面、石沟和石缝4种类型小生境探索其土壤酶活性。方差分析显示,对于土壤脲酶活性而言,石缝与土面、石缝和石土面之间存在着显著的差异,它们之间均值差等于0的显著性概率分别是0.12和0.54(显著水平a=0.05)。而小生境对于土壤蛋白酶和蔗糖酶活性都不存在显著差异。
灌木恢复阶段石缝土壤脲酶的活性最大为0.21mg/g,较顶级、乔木和乔灌恢复阶段的土壤脲酶活性分别大1.17倍、1.26倍和1.35倍。随着生态环境的恶化,土壤蛋白酶活性基本呈逐渐降低的趋势,其活性大小依次为:灌木>顶级>乔木>乔灌。顶级恢复阶段石缝中的土壤蔗糖酶活性最小,仅为14mg/g。此外,石缝土壤蔗糖酶活性依次为:乔木>灌木>乔灌>顶级(图4)。
随着植被的正向演替,土壤脲酶活性呈逐渐减小趋势,其中灌木恢复阶段土壤脲酶活性最大。土面蛋白酶活性变化趋势与石缝相似,其顶级恢复阶段脲酶活性最小,仅为0.2,土面蔗糖酶活性变化趋势也与石缝相似,顶级群落的蔗糖酶活性为15.87mg/g,分别是乔木、乔灌和灌木恢复阶段土壤蔗糖酶活性大小的1.08倍、1.32倍和1.1倍(图5)。
石沟中的土壤脲酶活性随着植被的恢复,其大小依次为0.24mg/g、0.19 mg/g,0.19 mg/g和0.22 mg/g(图6)。方差分析显示,植被恢复阶段对土壤蛋白酶具有显著的影响,不同恢复阶段石沟土壤蛋白酶活性的演变趋势为:乔灌>乔木>灌木>顶级。蔗糖酶活性随着植被的正向演替基本呈增加的趋势。
对于石土面而言,脲酶的变化趋势为乔木>乔灌>灌木>顶级。从图7看出,蛋白酶活性随着植被的演替,其活性大小变化平稳。蔗糖酶在不同植被恢复阶段石土面的活性依次为15.32mg/g、3.62mg/g、15.33mg/g和13.52mg/g。
从以上分析可以看出,同种生境不同植被恢复阶段土壤酶活性有较大差异,可见喀斯特地区小生境对土壤酶活性的变化起着相当重要的作用。生境是相互作用的物理因子和生物因子的综合体,为群落生长提供最低条件,在决定群落的类别上起着基本作用[17]。喀斯特地区的生态条件较常态地区复杂多样,并且具有高度异质性的小生境,导致该地区群落物种组成、生态类型的多样性。
3 结论与讨论
(1)不同植被恢复类型对土壤p H值、全氮、有机质、碱解氮、全磷、速效磷和速效钾含量影响显著。随着植被向高级阶段演替,土壤养分含量呈波动性增加趋势。其中对照坡耕地的土壤养分含量较高,主要是由于人为施用有机肥所致。但对照坡耕地土壤养分含量还是没有高于植被恢复的最高阶段(顶级群落)的养分含量,这说明人为因素只能在一定范围内改变土壤性状,并不能从根本上改善土壤养分现状。
(2)土壤酶活性和土壤养分含量相关分析显示,脲酶与土壤全氮、碱解氮含量呈显著负相关,而与有机质含量呈显著正相关。表明土壤有机质含量越高,土壤脲酶的活性就越强,从而促使土壤氮的矿化,利于植被的恢复演替。土壤蔗糖酶与全磷、速效磷和速效钾含量呈显著正相关,而与土壤全氮、有机质、碱解氮和全钾相关性较弱,这与前人的研究结果相似,土壤蔗糖酶与土壤有机质、氮、磷含量、微生物数量等有关,它的强弱反映了土壤的熟化程度和肥力水平。土壤蛋白酶与土壤养分含量的相关性较弱,其中只与土壤全磷和速效磷呈显著正相关。总的来说,土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性与土壤养分含量相关性相对较强,可以作为土壤肥力的评价指标。
(3)显著性分析表明,不同植被恢复阶段的土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性具有极显著差异,其P值分别为:2.4×10-4、8.5×10-6和4.6×10-3,植被类型对土壤脲酶、蔗糖酶和蛋白酶活性影响明显,不同植被类型下土壤酶活性显著不同。灌草恢复阶段主要植被类型为野玫瑰,其耐瘠薄,在酸性土壤上生长旺盛,生根快,根系多。且有大量的草本植物,土壤中根系较其他恢复阶段多,有利于改善土壤通气状况,提高土壤养分利用率,土壤微生物活动旺盛,土壤酶活性较大。
土壤活性 篇11
关键词：甘薯；地膜覆盖；土壤温度；产量；大中薯率
中图分类号： S531.04文献标志码： A文章编号：1002-1302（2015）01-0104-02
收稿日期：2014-02-27
基金项目：现代农业产业技术体系建设专项（编号：CARS-11-C-08）；江西省农业科学院创新基金（编号：2012CQN005）。
作者简介：兰孟焦（1987—），男，江西赣州人，硕士，主要从事甘薯育种与栽培研究。E-mail：lanmj100@163.com。
通信作者：吴问胜，硕士，研究员，主要从事甘薯育种、栽培研究。Tel：（0791）87090720；E-mail：jxwenshengwu@163.com。甘薯具有抗逆性强、高产稳产、营养丰富、用途广泛等优点，是调整农业结构、发展可持续农业的首选作物。甘薯及甘薯制品对于改善居民膳食结构，防治高血压、脂肪肝、冠心病等现代疾病具有重要作用。目前，我国鲜食甘薯消费量逐年增加，为了确保鲜食甘薯早上市，农户往往采取“早育苗、早栽插”的方式来提高甘薯产量。江西省赣北地区甘薯生产前期经常遭受低温影响，研究表明，覆盖地膜能够优化甘薯生态环境，克服早春低温、干旱等不利因素影响，促进甘薯生长发育[1]。地膜覆盖栽培技术是中国北方薯区甘薯高产的重要措施之一[2]，且主要集中在中国北方薯区，长江流域及南方薯区生产应用较少。本试验采用不同类型地膜覆盖处理进行对比试验，探讨江西省赣北地区地膜覆盖对甘薯垄内土温、产量的影响，旨在为甘薯生产实践提供理论指导。
1材料与方法
1.1材料
供试甘薯品种为赣薯1号，是江西省农业科学院作物研究所自育的紫薯新品种，食用品质好，产量较高，已在江西省境内大面积推广种植。供试地膜为农用地膜，白色透明膜、黑色地膜均厚0.015 mm，单垄盖膜宽90 cm。
1.2试验地概况
试验安排在江西省南昌县八一乡试验地，试验地为冬季休闲田，地块平坦，排灌便利，肥力中等且一致，土质为沙壤土。
1.3试验设计
试验设覆盖白膜、覆盖黑膜、不覆膜（CK）3个处理，随机区组排列，4次重复（重复1为地温测定及挖根调查区，其余3个重复为实收测产区）。小区面积32 m2，5行区，垄距 0.8 m，株距0.2 m，每垄40株，折合栽插密度为 62 550株/hm2。2013年5月21日栽插，栽插时浇透水，保证土壤墒情良好；先覆膜，后栽苗。
1.4方法
1.4.1地温测定每个处理设1套直角地温表用于观测距垄面5、10、15、20、25 cm处的土壤温度，从覆膜移栽后次日开始每天08：30、15：30测量垄内5个不同层次的温度，连续观测15 d。
1.4.2T/R值测定分别于移栽后40、65、90、115、140 d取样，每个小区随机选取5株，称量地上部茎叶、地下部薯块鲜质量，分别记为T、R，计算不同时期的T/R值。
1.4.3产量测定收获时，考察单株结薯数、商品薯率以及薯块质量，根据小区产量折算鲜质量。鲜薯随机取样，切片烘干测定干物率。
2结果与分析
2.1不同地膜覆盖对垄内温度的影响
从表1可知，白膜、黑膜覆盖处理下，垄内5个不同层次地温均比不覆膜处理高。距离垄面越近的土层，覆膜后温度提高越多；随着土层加深，地膜覆盖增温效应减弱。距垄面 5 cm 处土温表现为黑膜>白膜>不覆膜；10～25 cm土层温度表现为白膜>黑膜>不覆膜。这可能是由于白色地膜透光性好，阳光直接辐射垄面，垄面受光增温并向下传导至垄内深处；黑膜透光性差，光全被吸收导致垄面增温，可传导至土层深处的热量少。
2.2不同地膜覆盖对T/R值变化的影响
T/R值是反映甘薯在生长期间“源库”关系是否协调的重要指标。从图1可以看出，移栽后40 d，白膜、黑膜处理 T/R 值高于对照，表明在甘薯生长前期地膜覆盖有利于茎叶充分生长。移栽后40～65 d，白膜、黑膜处理T/R值下降速率高于对照，表明覆膜处理加快了地上部向地下部输送光合产物的速率，有利于植株早结薯。甘薯生长后期，白膜、黑膜、对照处理T/R值差异不大。
表1不同地膜覆盖对甘薯垄内温度的影响
观测时间处理不同土层温度（℃）5 cm10 cm15 cm20 cm25 cm08：30白膜26.9 25.7 24.4 23.1 22.6 黑膜28.3 25.5 24.1 22.9 22.4 CK25.4 24.5 23.3 22.2 21.6 15：30白膜35.0 32.4 30.1 28.3 26.9 黑膜36.1 31.8 29.5 27.9 26.5 CK32.2 29.7 27.8 26.5 25.3 日平均温度白膜30.4 28.6 27.6 25.3 24.8 黑膜31.2 27.9 27.0 24.9 24.6 CK27.7 26.1 25.5 23.623.2
2.3不同地膜覆盖对甘薯产量的影响
2.3.1对单株结薯数及大中薯率的影响由表2可知，地膜覆盖处理会降低单株结薯数，白膜覆盖处理单株结薯数比对照少0.63个，黑膜覆盖处理单株结薯数比对照少1.4个；地膜覆盖有利于提高大中薯率，且黑膜覆盖处理的大中薯率最高，白膜覆盖处理次之。
nlc202309030936
2.3.2对甘薯产量的影响由表3可知，地膜覆盖有利于提高鲜薯产量。黑膜覆盖处理下，折合鲜薯产量为 36 178.08 kg/hm2，与对照差异显著。白膜处理下， 鲜薯产量
表2不同地膜覆盖对甘薯产量构成因素的影响
处理单株结薯数
（个）大中薯数
（个）小薯数
（个）大中薯率
（%）小薯率
（%）白膜5.62 4.43 1.19 78.83 21.17 黑膜4.85 3.96 0.89 81.65 18.35 CK6.25 4.37 1.88 69.92 30.08 注：大中薯是指质量大于100 g的薯块。
为34 263.79 kg/hm2，与对照差异显著。白膜、黑膜处理对甘薯干物率影响不大。表3不同地膜覆盖对甘薯产量的影响
处理小区产量（kg）重复Ⅰ重复Ⅱ重复Ⅲ平均折合鲜薯产量
（kg/hm2）干物率
（%）薯干产量
（kg/hm2）白膜113.86 108.54 106.37 109.59 34 263.79aA29.410 073.55黑膜115.97 110.08 121.09 115.71 36 178.08aA30.110 889.60CK100.80 100.22 96.26 99.09 30 982.15bAB29.79 201.70注：同列数据后不同大写字母表示差异极显著（P<0.01），不同小写字母表示差异显著（P<0.05）。
3结论与讨论
本研究表明，地膜覆盖能增加垄内温度，白膜增温效果高于黑膜。甘薯生长前期白膜、黑膜覆盖T/R值明显高于对照，表明地膜覆盖能促进地上部充分生长，为甘薯中后期生长输送碳水化合物奠定良好的光合源基础。甘薯生长中前期，白膜、黑膜处理T/R值快速下降，表明光合产物迅速向块根积累，促使甘薯块根早形成、早膨大；黑膜处理对T/R值的影响大于白膜处理。研究表明，地膜覆盖可提高甘薯大中薯率[3-4]。本研究表明，地膜覆盖有利于提高大中薯率，且黑膜覆盖处理的大中薯率最高，白膜覆盖处理次之。白膜、黑膜处理可明显提高鲜薯产量，黑膜覆盖处理下，折合鲜薯产量为36 178.08 kg/hm2，白膜处理下，鲜薯产量为 34 263.79 kg/hm2，这前人研究结果[4-5]一致。黑膜增产效果优于白膜的原因可能是覆盖黑膜后地温适宜、茎叶生长协调、地下部营养分配合理、净同化率更高[6]。
参考文献：
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土壤活性 篇12
我国南方红壤丘陵区由于其特殊的地理环境和强烈的人为干扰导致了严重的土壤侵蚀, 已成为我国水土流失范围最高的区域之一[6]。马尾松 (Pinus massoniana) 是我国亚热带地区主要造林树种, 其适应性强、耐干旱与瘠薄, 广泛用于荒山绿化, 同时也是恢复退化土地的首选树种[1]。枫香 (Liquidambar formosana) 广泛分布于亚热带地区, 其生长快, 适应性较强, 萌蘖能力强, 是针叶林改造的主要选择树种[7]。该研究以马尾松纯林、马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林为研究对象, 分析不同林分类型下土壤酶活性及养分的特征, 探讨不同植被恢复模式与红壤丘陵区土壤质量改良的关系, 以期为该地区侵蚀退化红壤植被恢复模式的建立提供参考。
1 研究地区与研究方法
1.1 研究区概况
研究区位于江西省鹰潭市余江县 (东经116°55′30″, 北纬28°15′30″) , 平均海拔35~60 m, 属于中亚热带季风气候, 年均气温17.6℃, 年均日照时数1 689~2 109 h, 年均无霜期262 d, 年均降水量1 794 mm, 雨量分配极不均匀, 年蒸发量为1 318 mm, 干湿交替较明显, 土壤为第四纪红黏土发育而成的典型红壤。森林覆盖率69%, 多为原生植被遭破坏后形成的天然次生林和人工栽植的马尾松人工林。该研究以马尾松 (Pinus massoniana) 纯林、马尾松+枫香的针阔混交林和天然次生林为研究对象。马尾松纯林林下植被稀疏, 灌木基本没有, 草本层有芒 (Dicranopteris dichotoma) 、白茅草 (Imperata cylindrica) 和野谷草 (Arundinella hirta) 等, 样地基本情况见表1。
1.2 研究方法
1.2.1 土样采集。
2014年6月, 以典型性和代表性为原则, 选择马尾松人工纯林、马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林为研究对象, 每种林分类型选取3块20 m×20 m样地, 在每个样地内按照“S”形进行土壤样品的采集, 分2层 (0~10cm和10~20 cm) 采集土壤。每个土样去掉石砾、动植物残体及杂质后, 混匀, 将土样分成2份装入塑封袋内带回实验室。一份存于4℃冰箱内用于土壤酶活性测定, 另一份自然风干用于土壤理化性质分析。
1.2.2 样品测定。
土壤蔗糖酶活性采用硫代硫酸钠滴定法, 土壤脲酶活性采用苯酚钠—次氯酸钠比色法, 土壤过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法, 土壤碱性磷酸酶采用磷酸苯二钠比色法测定[8], 土壤酶活性均以换算成每克干土中酶促反应特征值表示 (平均值±SD) 。
有机质测定采用重铬酸钾滴定法, 全氮采用重铬酸钾—硫酸消化法, 硝态氮含量采用紫外分光光度法测定, 铵态氮采用靛酚蓝比色法测定, 速效磷采用0.5 mol/L碳酸氢钠 (Na H2CO3) 浸提—钼锑抗比色法测定, 速效钾采用1 mol/L NH4Ac浸提30 min火焰光度法[9]。
1.3 数据处理
ANOVA、相关性分析均采用SPSS20.0软件, 观测指标结果以平均值±标准误表示;采用Pearson双侧检验法分析土壤酶活性与土壤化学性质的相关性;**、*分别表示不同水平下0.01、0.05水平下的差异显著性。
2 结果与分析
2.1 不同林分类型土壤养分特征
由表1可知, 在0~10 cm和10~20 cm土层中, 3种林分类型土壤有机质含量为12.98~26.41 g/kg, 其中天然次生林土壤有机质含量最高, 马尾松+枫香针阔混交林次之, 马尾松纯林最低, 3种林分土壤有机质含量呈显著差异 (P<0.05) ;在土壤各层中, 天然次生林和马尾松+枫香针阔混交林全氮和硝态氮含量显著高于马尾松纯林 (P<0.05) ;马尾松+枫香针阔混交林铵态氮含量高于马尾松纯林, 但差异不显著 (P>0.05) ;在土壤各层 (0~10 cm和10~20 cm) 中, 马尾松纯林速效磷和速效钾含量显著低于马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林 (P<0.05) 。
注:同列不同小写字母表示不同林分类型土壤养分差异显著 (P<0.05) 。
2.2 不同林分类型土壤酶活性特征
由图1可知, 天然次生林和马尾松+枫香针阔混交林土壤蔗糖酶活性显著高于马尾松纯林 (P<0.05) , 在0~10 cm土层, 分别是马尾松纯林的1.96倍、1.54倍, 在10~20 cm土层, 分别是马尾松纯林的1.58倍、1.34倍;在土壤各层次 (0~10、10~20 cm) 中, 马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林的土壤碱性磷酸酶活性显著高于马尾松纯林 (P<0.05) , 分别高出68.5%和36.9%、50.8%和28.6%。在0~10 cm土层, 马尾松纯林过氧化氢酶活性显著低于马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林 (P<0.05) ;在10~20 cm土层, 马尾松+枫香针阔混交林过氧化氢酶活性高于马尾松纯林, 但差异不显著 (P>0.05) 。在各土层中, 马尾松+枫香针阔混交林和天然次生林脲酶酶活性显著高于马尾松纯林 (P<0.05) 。
2.3 土壤酶活性与土壤养分相互耦合关系
土壤酶主要来自动植物残体、植物根系分泌物及土壤微生物的活动, 而植物和微生物生长状况均与土壤肥力特征有密切关系。有研究表明, 土壤肥力与土壤酶活性密切相关, 土壤酶可以指示土壤质量的演变过程[4]。相关性分析表明 (表3) , 蔗糖酶与有机质、全氮和速效钾呈显著相关性 (P<0.05) , 与硝态氮、铵态氮和速效磷呈极显著相关性 (P<0.01) ;碱性磷酸酶与有机质、全氮、硝态氮、铵态氮和速效磷呈极显著相关性 (P<0.01) , 与速效钾呈显著相关性 (P<0.05) ;过氧化氢酶与有机质、全氮和速效钾呈显著相关性 (P<0.05) , 与硝态氮呈极显著相关性 (P<0.01) , 与铵态氮和速效磷无显著相关性 (P>0.05) ;脲酶与有机质、硝态氮、铵态氮和速效钾呈显著相关性 (P<0.01) , 与全氮和速效磷呈极显著相关性 (P<0.05) 。
3 结论与讨论
3.1 林分类型对土壤酶活性的影响
森林土壤酶在有机物降解、无机物转化、氮固定、植物营养和土壤肥力保持等方面具有重要的作用, 是维持森林土壤生态系统平衡的重要环节之一[10]。林分类型主要通过影响土壤物理性质、水热状况和生物区系间接影响土壤酶活性[11]。林分类型不同, 林分中的温度、湿度、凋落物现存量、厚度存在差异, 以及根系的发达程度、分泌物的质与量和营养吸收方式不同, 这一系列土壤环境因子的不同将会导致土壤酶活性存在差异[12]。何斌等[13]对不同红树植物群落的研究发现, 土壤酶活性的高低与群落的物种组成密切相关。冯大兰等[14]对三峡库区汝溪河流域柏木林的研究发现, 柏木+青冈混交林中各类酶的活性总体上都显著高于柏木纯林。耿玉清等[15]、叶存旺等[16]、孔爱辉等[17]研究也得出, 混交林土壤酶活性整体高于针叶纯林。该研究中天然次生林土壤酶活性在各土层中均为最高, 针阔混交林次之, 针叶纯林土壤酶活性最低, 这与前人的研究结果类似。针阔混交林土壤酶活性高于针叶纯林可能有以下2个原因:一是针阔混交林向林地中输入凋落物的量高于针叶纯林, 且在同一气候带针阔混交林树种的叶凋落物较针叶更易于分解, 从而使输入林地的营养元素 (C、N、P) 更多, 土壤酶活性更高[14];二是针阔混交林内2个树种根系相互作用增加了土壤中根系密度, 根系代谢释放大量的酶类, 提高了土壤酶活性[3,18]。因此, 在南方红壤丘陵区土壤侵蚀地进行植被恢复时, 应该大量营造针阔混交林, 这样对土壤肥力的改善具有重要作用。同时, 已有调查发现, 马尾松针叶纯林中, 林下植被也分布有大量的枫香树种的幼苗幼树[19]。因此, 将该地区大面积种植的马尾松纯林改造为马尾松+枫香为主要组成树种的针阔混交林是完全可行的。
3.2 土壤酶活性与土壤养分相关性