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關鍵詞：黃河故道濕地；土地利用方式；土壤養分；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）
濕地是陸地生態系統的重要組成部分，介于水、陸生態系統之間的一類生態單元，具有水域和陸地生態系統的特點，是地球最富有生產力的生態系統之一[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系統功能退化，使濕地退化研究及濕地土壤養分和肥力狀況成為各國學者關注的熱點[3-6]。
濕地土壤退化是個復雜的過程，濕地生態功能是通過物質循環和能量流動來實現的，尤其是養分循環過程，是其生態功能得以實現的重要基礎[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節者[8]。濕地土壤酶的存在狀態與活性被認為是濕地生態系統中有機物質分解與轉化的關鍵，控制著濕地生態系統物質循環和能量的流動[8]。對于土壤酶活性與土壤養分相關性研究大部分集中在農田生態系統[9，10]、林地生態系統[11，12]、丘陵及草地生態系統[4，13，14]，而對我國暖溫帶黃河濕地生態系統土壤酶活性與土壤養分的相關性研究較少[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分含量的關系研究鮮見報道，因此無法全面開展對黃河故道濕地生態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，調查不同類型濕地土壤酶活性、土壤有機質、土壤微生物生物量和土壤養分的分布特征，進一步探討土壤酶活性與土壤有機質、微生物生物量和養分的相關關系，旨在為黃河故道濕地退化防治、恢復重建和濕地土壤質量的評價提供科學依據。
1研究地點與研究方法
1.1研究區自然概況
豫東黃河故道位于河南省與山東省接壤區，西起民權縣睢州壩，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。研究區屬洪澤湖水系，由山東省單縣大姜莊南入安徽省碭山經徐州后入淮河。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查的基礎上，依據主要植物群落空間分布特征，利用相關地形林相圖及遙感資料，在研究區內設置鹽堿灘地（Saline-alkali wasteland，SAW）、濕草地（Humid grasslands，HG）、沼澤濕地（Marsh wetland，MW）和林地濕地（Forest wetland，FW）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（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松蔭[17]的方法。
1.2.3數據處理數據采用Excel 2003 和SPSS 16.0軟件進行統計分析，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結果與分析
2.1不同濕地類型的土壤有機質、養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的相關系數分別為0.998和0.999，呈極顯著相關，說明SOM含量與MBC和MBN含量關系極為密切。
2.2不同濕地類型的土壤酶活性特征
統計分析表明，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種酶活性的變化規律均表現為FW>HG>MW>SAW，FW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、養分含量及微生物生物量與土壤酶活性的相關分析
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，TN與SUR、SC和SI活性呈顯著正相關，TP與SUR和SAP活性呈極顯著正相關。MBC與4種土壤酶活性均呈極顯著正相關，MBN與4種土壤酶活性均呈顯著或極顯著正相關。AP與SUR、SAP活性顯著相關，AK與SUR顯著相關，TK與4種土壤酶活性的相關性均不顯著。
土壤酶主要來源于土壤動植物和微生物，且與土壤有機質密切相關[5]。相關研究指出脲酶活性變化與土壤含氮量及土壤養分含量相關[18]。土壤磷酸酶活性的高低與土壤中磷的含量關系密切，對土壤中有機磷的分解與轉化影響較大[19]。蔗糖酶可以表征土壤肥力質量及土壤熟化程度，對土壤中易溶性的養分物質起著重要作用[20]。本試驗中，土壤酶活性與土壤有機質、土壤微生物生物量及土壤養分含量相關性較高，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性
由表3可知，不同土地利用方式的土壤酶活性間關系密切，其中，SUR活性與SC、SI、SAP活性之間呈顯著或極顯著正相關；SC活性與SI活性呈顯著正相關，與SAP活性相關性不顯著；SI活性與SAP活性呈極顯著正相關。黃河故道濕地4種土壤酶活性之間存在不同程度的相關性，說明土壤酶在促進土壤有機質分解與轉化及在土壤物質循環和能量流動中存在共性關系。
3結論與討論
黃河故道濕地不同類型濕地土壤有機質、土壤微生物生物量及養分含量差異顯著。鹽堿灘地土壤有機質和養分含量均較低，林地濕地最高，濕草地和沼澤濕地居中。這與地上植被類型、有機物質的含量及根系量有關，土壤有機質含量主要決定于地上有機物質的輸入量[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良的生存環境，導致有機物質的輸入量較大；同時，濕地的特殊環境也為有機質的積累提供了良好的條件，使其土壤有機質、土壤微生物生物量及土壤養分含量較高；同時也說明林地濕地在土壤養分積累、分解和轉化方面較其他3種濕地類型的土壤有一定的優勢。鹽堿灘地土壤有機質、土壤微生物生物量和土壤養分含量均較低，這與其長期沒有預防治理措施導致的惡劣土壤條件有關；鹽堿灘地距離原黃河河道最近，地上植被稀疏，有機物質積累較少，且鹽堿化導致的土壤堿性較大，不利于土壤有機質及養分的積累，導致土壤肥力質量退化[21]。
土壤酶活性是土壤功能比較重要的指標，與土壤有機質、土壤微生物生物量和部分土壤養分含量指標間呈顯著或極顯著正相關，且不同酶活性間也存在顯著或極顯著正相關，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物及植物根系分泌物密切相關，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含量較高，有充分的營養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。相關研究指出，濕地土壤有機質和土壤理化性質與土壤酶活性之間關系密切[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含量不及林地濕地，且與土壤酶活性關系密切的土壤有機質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構組成，在缺氧條件下，耗氧土壤動物和微生物對土壤有機質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，可能與土壤微生物多樣性有關，而土壤微生物多樣性又與地上植被類型和多樣性有關。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律及其與土壤理化和生物學性質的關系是今后研究的重點。
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關鍵詞 紅壤丘陵區；林齡；馬尾松；土壤酶活性；土壤酶指數
中圖分類號 S154.2；S718.51 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）15-0165-03
土壤酶是一類具有蛋白質性質的生物催化劑，是土壤生物活動的產物[1]。森林土壤酶在森林生態系統中具有重要作用，參與了土壤中許多重要生物化學過程和物質循環，是表征森林土壤肥力的重要參數，在植被恢復過程中常被用來反應土壤生態系統變化的預警和敏感指標[2-3]。紅壤丘陵區是我國侵蝕較嚴重地區，生態環境極其脆弱[4]。
馬尾松以其抗旱、耐瘠薄、生態適應強及防風固沙等特點，在亞熱帶紅壤丘陵地區大量引種、種植，是我國南方的主要造林樹種[3]。目前，針對馬尾松的研究大多集中在生態系統碳儲量[5]、凋落物動態[6]和林地土壤性質[7]等方面，而對于在植被恢復過程中土壤酶活性隨林齡變化的研究鮮見報道。
現以不同林齡馬尾松人工林為研究對象，分析土壤酶活性隨著林齡演變的規律，探討土壤酶活性對于馬尾松造林過程的意義，以期為紅壤丘陵區的生態恢復提供理論依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
研究區位于江西省鷹潭市余江縣（東經116°55′，北緯28°15′）。該區屬于中亞熱帶濕潤季風氣候區，年均降水量1 794 mm，年均蒸發量為1 318 mm，降水主要集中在4—6月，雨量分配極不均勻，干濕交替明顯，平均海拔1 100 m。年平均溫17.6 ℃，年平均日照時數1 809 h，≥10 ℃有效積溫為5 528 ℃，年均無霜期262 d。該區地形以崗地為主，海拔在35～60 m，坡度為5°～8°，土壤類型以第四紀紅黏土發育而成的典型紅壤為主。本研究以馬尾松（Pinus massoniana）林為研究對象，林下植被主要有芒（Dicranopteris dichotoma）、白茅草（Imperata cylindrica）和野谷草（Arundinella hirta）等。
1.2 研究方法
1.2.1 土樣采集。2012年4月，在野外詳細調查的基礎上，采用空間代替時間法，選擇營林、管理方法及坡位、坡向和土壤母質一致的6年（PM6）、12年（PM12）、16年（PM16）、20年（PM20）、25年（PM32）、30年（PM30）和45年（PM45）馬尾松人工林為研究對象，選取裸地（CK1）和天然次生林（CK2）為對照樣地（表1）。在20 m×20 m不同林齡馬尾松樣地內用“S”形采樣法選取5點，利用土鉆取0～20 cm厚的土樣，每個土樣3次重復。將每個土樣去掉石礫、動植物殘體及雜質后，混勻，四分法留取約500 g土樣，將土樣分成2份裝入塑封袋內帶回實驗室。一份存于4 ℃冰箱內用于土壤酶活性測定分析，另一份自然風干，研磨，分別過1.00、0.25 mm篩，用于土壤理化性質分析。
1.2.2 樣品測定。土壤pH值、有機質、全氮、全磷、堿解氮、速效磷和速效鉀含量采用《中華人民共和國林業行業標準方法》測定[8]。蔗糖酶、脲酶、酸性磷酸酶、過氧化氫酶和多酚氧化酶活性具體測定方法參照《土壤酶及其研究法》[9]：蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定，以24 h后1 g土壤中含有的葡萄糖量（mg）表示；脲酶活性采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法測定，以24 h后1 g土壤中NH4+-N量（mg）表示；酸性磷酸酶采用Hoffman法測定，以12 h后1 g土壤所消耗酚量（mg）測定；過氧化氫酶采用滴定法測定，以 1 g土壤20 min后消耗0.1 moL/L KMnO4量（mL）表示；多酚氧化酶活性采用典量滴定法測定，以1 g土壤濾液的0.01 moL/L I2體積（mL）數來表示。
1.3 土壤酶指數（Soil enzymes index，SEI）計算方法及相關數據分析
為了全面揭示不同林齡馬尾松人工林土壤酶活性的變化規律，進一步采用土壤酶指數（SEI）說明土壤酶活性在植被恢復過程中的演變特征[1]。土壤酶計算公式[2]如下：
SEI=■wi×SEI（xi）（1）
wi=Ci/C（2）
SEI（xi）=（xi-ximin）/（ximax-ximin）（3）
SEI（xj）=（xjmax-xj）/（xjmax-xjmin）（4）
式（1）～（4）中，wi為土壤酶（i）的權重，Ci為公因子方差，C為公因子方差之和；SEI（xi）為升型酶（i）的隸屬度值，SEI（xj）為降型酶（j）的隸屬度值；（xi）表示土壤酶（i）的活性值，（xj）表示土壤酶（j）的活性值。ximax和ximin分別表示土壤酶（i）活性的最大值和最小值。xjmax和xjmin分別表示土壤酶（j）活性的最大值和最小值。多酚氧化酶采用降型分布函數對土壤酶指數進行計算，其他酶采用升型分布函數對土壤酶指數進行計算。相關性分析及差異性比較采用SPSS13.0（SPSS Inc.，USA）軟件進行分析。
2 結果與分析
2.1 不同林齡馬尾松人工林地土壤酶活性變化特征
不同林齡馬尾松林地土壤養分特征見表2。研究結果表明，裸地在種植馬尾松6年后，土壤中蔗糖酶含量顯著增加，在種植12～20年時土壤中蔗糖酶活性呈相對穩定趨勢，25年后開始穩定增加，到45年達到最大，是CK1的2.55倍，但仍低于天然次生林土壤蔗糖酶活性（表3）。
裸地種植馬尾松后，土壤酸性磷酸酶活性顯著增加，隨林齡增加呈上升趨勢，到45年達到最大，是CK1的5.76倍，為天然次生林（CK2）的92.3%（表3）。
土壤過氧化氫酶的變化趨勢和酸性磷酸酶類似，裸地種植馬尾松后土壤過氧化氫酶活性顯著增大，在種植6～25年時，保持相對穩定，32年后逐漸增加，到45年達到最大，但仍低于天然次生林（CK2）的（3.38±0.12）mL/g（表3）。栽植馬尾松后，土壤脲酶活性增幅達到顯著水平，隨著植被種植年限的增加，土壤脲酶活性呈上升趨勢，到45年達到最大，是CK1的3.88倍，仍低于天然次生林，但二者之間差異并不顯著（表3）。
過氧化氫酶活性變化趨勢與蔗糖酶相似，與CK1相比，不同林齡過氧化氫酶活性均顯著增加，且隨著林齡的增加呈上升趨勢。多酚氧化酶隨著馬尾松種植年限的增加呈現遞減趨勢，到45年時達到最低值，僅占CK1的41.9%，但仍然高于天然次生林（CK2）（表3）。
2.2 土壤酶活性與土壤養分相關性分析
土壤酶活性與土壤養分相關性分析表明（表4），蔗糖酶與有機碳、全氮、堿解氮、有效磷和速效鉀呈極顯著正相關（p
2.3 土壤酶指數（SEI）
由前面對土壤酶活性隨林齡變化的分析可知，馬尾松林齡對土壤酶活性的影響隨土壤酶類型的不同而有一定的差異。為了克服單一土壤酶指標反映土壤性質變化的缺點，引入土壤酶指數作為各酶因子的綜合作用的反映，從而能更加客觀、全面地反映土壤酶活性在整個植被恢復過程中的變化。研究結果表明（圖1），裸地種植馬尾松6年后，SEI呈顯著升高趨勢，在種植12～20年時保持相對穩定，在種植25年后又開始穩定升高，到45年達到最大，是CK1的2.64倍，但低于天然次生林（CK2）。
3 結論與討論
3.1 土壤酶活性
土壤酶能催化土壤中的生物化學反應和物質循環，其活性的高低可以反應土壤的肥力狀況[10]。林齡主要是通過對土壤理化性質、生物區系和土壤水熱狀況的改變，從而間接影響土壤酶活性[3]。張 超等[1]對黃土高原丘陵區植被恢復過程中土壤酶活性的研究表明，植被恢復過程中土壤中脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶、纖維素酶活性顯著增加，但仍然低于天然側柏林，而多酚氧化酶的活性隨著馬尾松林齡的增加而降低。
本研究結果表明，土壤多酚氧化酶活性也隨林齡的增加而降低，與葛曉改等[3]、譚芳林等[11]的研究結果一致；其他酶活性隨林齡的增加而呈總體上升趨勢，與張 超等[1]的研究結果類似。土壤蔗糖酶、脲酶、過氧化氫酶和纖維素酶活性隨馬尾松種植年限增加而增加，這可能是因為紅壤丘陵區低質土壤在種植馬尾松后，根系能夠固定土壤，減少水土流失，同時大量的枯枝落葉返回土壤，增加土壤中的有機質和營養元素含量[1]；同時，隨植被恢復年限的增加，林下植被種類增多，能為土壤微生物提供更多的營養物質，土壤酶活性因而得到提高[12]。土壤多酚氧化酶隨著馬尾松林齡的增加反而降低，這可能是因為土壤無機氮利用率的提高，改變了土壤微生物的群落結構，導致了土壤多酚氧化酶活性的降低[13-14]。
3.2 土壤酶活性與養分相關性
在植被恢復過程中，土壤酶在改善土壤質量中扮演著極其重要的角色，它們能直接影響土壤養分的轉化和代謝過程，可以作為土壤肥力的評價指標[1-2]。Duran et al[15]認為，纖維素酶和土壤中有機質和氮含量之間有著密切的關系，土壤有機質性質決定纖維素酶活性。葛曉改等[3]對紅壤丘陵區不同林齡馬尾松林土壤養分和酶活性關系研究表明，馬尾松土壤養分與土壤酶活性關系密切，土壤有機質含量越高，轉化酶活性越高。張 超等[1]對黃土丘陵區不同林齡人工林刺槐林土壤酶演變特征研究表明，土壤酶與土壤養分因子相關性較強。
本研究結果也表明，土壤酶與土壤養分因子之間存在密切關系。因此，土壤蔗糖酶、脲酶、過氧化氫酶、纖維素酶和多酚氧化酶可以作為土壤肥力和質量的生物學評價指標[16-17]。
3.3 土壤酶指數
土壤酶是較為理想的土壤質量指標，在進行土壤肥力評價時，可以作為土壤肥力狀況的評價指標。但利用單一酶類反映土壤酶活性變化，這存在很大的片面性和局限性，土壤酶指數（SEI）可以克服這一缺點，能更加客觀、全面地反映土壤酶活性隨植被恢復的演變特征。張 超等[8]在對黃土高原丘陵區植被恢復的研究表明，土壤酶指數隨植被種植年限的增加而增加，結果認為土壤酶指數可以作為一種土壤肥力評價指標。
本研究表明，在植被恢復過程中，土壤酶指數隨馬尾松林齡的增加呈上升趨勢，45年齡的為裸地上的2.64倍，但仍低于天然次生林的土壤酶指數。
4 參考文獻
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要：采用黃綠木霉T1010?。═richoderma aureoviride 1010） 制劑處理日光溫室番茄連作土壤，以常規生產區為對照，設黃綠木霉T1010和1/2黃綠木霉T1010兩個處理，通過對土壤酶活性比色法測定，研究其對耕層土壤酶活性的影響，為應用黃綠木霉T1010改善土壤生態環境，促進番茄生長發育提供理論依據和技術支持。結果表明，不同處理條件下土壤酶活性不同，其中纖維素酶、幾丁質酶、脲酶、蛋白酶、磷酸酶、多酚氧化酶活性大小順序為：黃綠木霉T1010〉1/2黃綠木霉T1010〉CK；蔗糖酶、淀粉酶、過氧化氫酶、過氧化物酶活性最高的處理是1/2黃綠木霉T1010；對照處理的土壤中葡聚糖酶活性最高。ANOVA分析，除葡聚糖酶和蛋白酶，其他各處理酶活性差異顯著?？梢姡S綠木霉T1010對土壤中酶活性有一定調節作用，改善土壤生態環境，有效促進番茄根系的發育，進而促進番茄產量的形成。
關鍵詞：黃綠木霉T1010；土壤酶活性；水解酶；氧化還原酶；調控
中圖分類號： S144.9
文獻標識碼：A
DOI編碼：10.3969/j.issn.1006－6500.2013.01.005
Regulating Effect of Trichoderma aureoviride 1010 on Enzyme Activity in the Solar-greenhouse Soil
CHEN Jian-ai1， CHEN Wei-jing2， YANG Huan-ming3， ZHU Wen-ting2，4
（1. Institute for Application of Atomic Energy and Institute of Agro-food Science and Technology， Shandong Academy of Agricultural Science，
Ji'nan， Shandong 250100，China； 2. High-tech Research Center， Shandong Academy of Agricultural Science， Ji'nan， Shandong 250100，China； 3. Agricultural Department of Shouguang City， Shouguang， Shandong 262700，China； 4. College of Life Science， Shandong Normal University， Ji'nan， Shandong 250014 ，China）
Abstract：
In this study， the effect of Trichoderma aureoviride 1010 （T1010） on soil enzyme activity was determined， and hope to gain information for the application of T1010 to regulate the soil in solar-greenhouse. The experiments were carried on the soil in solar-greenhouse of Shouguang with tomato continuous cropping from August 1 to December 31 in 2009， and the experiment had two treatments?。═1010 and 1/2T1010） with conventional production areas as control. These enzymes were analyzed by colorimetric method. Cellulose， chitinase， phosphatase， urease， protease， polyphenol oxidase， these enzymes activity of soil were always significantly greater， often by T1010， in 1/2T1010 than CK. The invertase， amylase， catalase and peroxidase activity were the highest in 1/2T1010. The dextranase activity increased in control. It showed that T1010 could enhance the solar-greenhouse soil environment efficiently by regulating soil enzyme activity. And they could promote the yield formation and product quality improvement of tomato by making good influence on the growth of roots， stems and leaves.
Key words： Trichoderma aureoviride 1010； soil enzyme activity； hydrolytic enzyme； oxido-reductase； regulation
土壤酶是一類具有特殊催化能力的較穩定的蛋白質，是一種生物催化劑，主要來源于土壤微生物和植物根系的分泌物及動植物殘體的分解釋放，包括水解酶類、氧化還原酶類、轉移酶類和裂合酶類等[1-3]。其中，水解酶包括各種脂類酶、糖苷酶和肽酶，能夠解聚多糖、蛋白質等大分子物質，從而形成簡單的、易被植物吸收的小分子物質，對于土壤生態系統中的碳、氮循環具有重要作用。氧化還原酶主要是催化氫的轉移或電子傳遞的氧化還原反應。在此類土壤酶中，過氧化氫酶能酶促過氧化氫的分解，有利于防止過氧化氫對生物體的毒害作用；多酚氧化酶參與土壤有機組分中芳香族化合物的轉化，能夠反映土壤腐殖質化狀況[4-5]。
土壤酶活性反映了土壤中各種生物化學過程的強度和方向，在土壤發生發育、土壤肥力形成、土壤凈化及生態系統的物質循環過程中起著至關重要的作用[6-7]。研究表明，土壤酶的活性與土壤微生物數量密切相關[8-9]。本研究密切關注日光溫室番茄生產中面臨的土壤連作障礙導致的土壤酶活性降低的現狀，依據環境土壤學理論，采用環境友好型微生物黃綠木霉T1010?。═richoderma aureoviride 1010） 制劑處理日光溫室番茄連作土壤，環境變化對土壤酶活性的影響。研究黃綠木霉T1010在日光溫室耕層土壤中強勢定殖后對水解酶和氧化還原酶兩大類土壤酶活性的調控效應，為應用黃綠木霉T1010改善土壤生態環境，提高土壤酶活性，促進番茄生長發育和產量形成提供理論依據和技術支持。
1
材料和方法
1.1
供試材料
供試番茄品種為從以色列引進的日光溫室專用番茄（Lycopersicon esculentum Mill.）品種“Aima701”。
供試黃綠木霉T1010?。═richoderma aureoviride 1010） 制劑由山東省農業科學院原子能農業應用研究所利用60Co -γ射線和紫外線復合誘變選育后利用稻殼進行固體發酵而成。
1.2
試驗設計
試驗于2009年8月至12月安排在山東省壽光市多年連作種植番茄的代表性日光溫室中進行，試驗以常規生產區（分別按7 500 kg·hm-2用量施用腐熟的雞糞和豆餅）為對照，設黃綠木霉T1010處理（在常規生產區的基礎上，按225 kg·hm-2用量施用黃綠木霉T1010制劑，在黃綠木霉T1010處理單因素差異的條件下研究其對水解酶和氧化還原酶兩大類土壤酶活性的調控效應）和1/2黃綠木霉T1010處理（在常規生產區的有機肥用量減半的基礎上，按112.5 kg·hm-2用量施用黃綠木霉T1010制劑，用以研究在投入成本與對照基本一致的情況下對土壤酶活性的影響）。將黃綠木霉T1010制劑和有機肥在番茄移栽前 15 d 施入日光溫室耕層土壤，并進行灌溉。對照和處理各重復4次，共設12個小區，每個小區種 6 行番茄，行長 9.6 m，行距 0.6 m，株距0.36 m。
1.3
栽培管理
2009年8月1日，將5葉期的番茄幼苗移栽于日光溫室，每株留5～6穗花，每穗坐果數自由生長不控制。每月隨灌溉按750 kg·hm-2用量追施復合肥（16% NH4+，13% P2O5，16% K2O）。通過人工控制放風口大小和放風時間使日光溫室室內溫度保持在白天（25±5） ℃，夜間（14±2） ℃。
1.4
日光溫室耕層土壤酶活性指標測定
2009年11月26日對各處理和對照的耕層土壤進行取樣。處理和對照均采用5點取樣法，每點取5～15 cm、15～25 cm 各1環，10環土樣混和存放在密封的鋁盒內，帶回實驗室作冷凍保存，用于土壤酶學指標測定。
土壤水解酶活性為蔗糖酶以蔗糖為基質，淀粉酶以可溶性淀粉為基質，纖維素酶以羧甲基纖維素為基質，葡聚糖酶以葡聚糖為基質，采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定釋放的葡萄糖含量[1]，幾丁質酶以膠狀幾定質為底物比色測定N-乙酰氨基葡萄糖含量[10]，脲酶以尿素為基質比色測定NH3-N釋放的量[1]，蛋白質酶以干酪素為基質茚三酮法比色測定釋放的甘氨酸含量[1]，磷酸酶以磷酸苯二鈉為基質比色測定釋放的酚量[1]；土壤氧化還原酶活性為過氧化氫酶酶解過氧化氫鉬酸銨顯色測定[9]，過氧化物酶、多酚氧化酶以鄰苯三酚為基質，著色乙醚相比色測定紫色沒食子素量[1]。
1.5
統計分析
試驗數據采用SAS 8.2 分析軟件對不同處理間的差異顯著性進行ANOVA分析，以Pr>F
2
結果與分析
2.1
黃綠木霉T1010對日光溫室耕層土壤水解酶活性的調控效應
番茄生長盛果期，對日光溫室不同處理土壤取樣，對土壤水解酶活性指標檢測結果顯示（表1），黃綠木霉T1010處理的土壤淀粉酶、纖維素酶、幾丁質酶、脲酶、蛋白酶、磷酸酶活性分別比對照提高7.79%，14.29%，13.95%，16.67%，1.5%，16.67%，蔗糖酶、葡聚糖酶活力比對照各降低4.32%，8.54%。1/2黃綠木霉T1010處理的日光溫室土壤蔗糖酶、淀粉酶活性分別比對照提高7.00%，15.40%，纖維素酶、葡聚糖酶、幾丁質酶、脲酶、蛋白酶、磷酸酶活性則比對照降低，降低幅度分別為31.75%，13.03%，2.32%，8.33%，0.19%，8.33%。進一步進行 ANOVA 分析結果顯示，不同處理間酶活性差異均達極顯著水平，結果分別為，蔗糖酶：Pr>F=0.008 7；淀粉酶：Pr>F=0.008；纖維素酶：Pr>FFF=0.006 5；磷酸酶：Pr>FF=0.374 2；Pr>F=0.520 2）。Duncan 新復極差測驗的結果（表1）進一步顯示了不同處理相互之間差異的狀況。
2.2
黃綠木霉T1010對日光溫室耕層土壤氧化還原酶活性的調控效應
對日光溫室不同處理土壤氧化還原酶活性指標檢測結果顯示（表2），黃綠木霉T1010處理的日光溫室過氧化氫酶（CAT）活性比對照提高3.07%，過氧化物酶（POD）活性比對照降低1.64%，多酚氧化酶（PPO）活性比對照提高5.07%；1/2黃綠木霉T1010處理的CAT活性比對照提高5.73%，POD活性比對照提高4.37%，PPO活性與對照相當。酶活性不同處理間均有差異，結果分別為，CAT： Pr>FF=0.055 2；PPO：Pr>F=0.030 3。Duncan 新復極差測驗的結果進一步顯示了不同處理相互之間差異的狀況。
2.3
黃綠木霉T1010對日光溫室番茄根系生長和產量形成的影響
對不同處理番茄植株根系生長指標檢測及ANOVA 分析的結果表明（表3），不同處理間主根長、側根長、側根數差異顯著（Pr>F
對不同處理番茄植株主要產量形成指標檢測及ANOVA 分析結果（表3）表明， 不同處理間單果枝坐果數、單果質量、產量等指標差異顯著（Pr>F
觀測結果顯示，黃綠木霉T1010處理的日光溫室番茄植株坐果早、成熟早、果實大、著色均勻、果形一致。
3
結論和討論
隨著土壤酶和微生物新的測試技術的發展，人們已經清楚地認識到土壤酶活性與土壤微生物之間存在著密切關系。Aon曾指出，一般情況下特定的土壤酶活性與細菌和真菌類群關系密切。一些研究表明，放線菌能釋放降解腐殖質和木質素的過氧化物酶、酯酶和氧化酶等[12-14] 。Naseby等[15]的研究表明，木霉屬和腐霉屬增加了與C、N、P循環有關的沙壤土上的酸性和堿性磷酸酶、脲酶、廣葡聚糖酶、纖維素分解酶和幾丁質酶活性。湯樹得[16]研究白漿土生物活性時發現，脲酶、蔗糖酶、過氧化氫酶與微生物的活性有直接性關系。陳放鳴等[17]研究發現土壤微生物活性與磷酸酶活性呈正相關。胡海波等[18]的研究表明，真菌數量對磷酸酶、脲酶和蛋白酶的影響很大，細菌和放線菌數量對蔗糖酶有顯著影響，土壤微生物的數量與土壤酶活性有一定的相關性。丁菡等[19]在對半干旱區土壤酶活性與微生物關系的研究中發現，土壤微生物數量與各種土壤酶活性之間都有較高的相關性。
本研究的結果表明，環境友好微生物黃綠木霉T1010可在日光溫室耕層土壤中強勢定殖后對土壤水解酶和氧化還原酶兩大類土壤酶活性有調控效應，其中，對大部分水解酶提高了其活性，少數水解酶活性降低，比如葡聚糖酶，對過氧化氫酶、過氧化物酶、多酚氧化酶提高幅度較小。在土壤有機質比較充裕的情況下，黃綠木霉T1010對日光溫室土壤中水解酶和氧化還原酶等酶活性均有不同程度的積極的影響。
黃綠木霉T1010制劑處理日光溫室番茄連作土壤，可在日光溫室土壤，特別是番茄根際快速定殖，長期存活，有效提高土壤酶活性，改善土壤生態環境，進而促進了日光溫室番茄根系的生長、產量的形成和品質的提高。
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關鍵詞：重金屬；脲酶；鎘；鉛
土壤是人類的衣食之源和生存之本，即使是現代經濟生活中，土壤依然是最基本的生產要素和各種經濟關系的載體[1]。隨著工業的發展和農業生產的現代化，環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，就會對生態環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成為全球各國共同面臨的棘手問題。
土壤酶是土壤中穩定的具有某種特殊催化能力的一類蛋白質[2]。土壤中與物質和能量轉化有關的生物化學過程都是在土壤酶的作用下進行的，因此它們在土壤養分的轉化、循環和利用及降解土壤中有毒物質、消除土壤污染等方面發揮著重要作用[3]。國內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，采自于北辰區的被人為影響較弱的的農田里，經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，放于室內備用。
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，用蒸餾水調節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℃生化培養箱內預培養3周。然后根據處理要求將重金屬溶液與土壤充分混勻，調節土壤含水量至田間最大持水量60%，薄膜封口，于25℃培養箱內培養。培養過程中為了保持土壤濕度不變，用稱量差減法每隔3天調節一次土壤水分。整個培養試驗持續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隨著重金屬的濃度增大而遞增，而且這種遞變規律在重金屬加入量較高時更明顯。不同Pb 處理在土壤培養中期（17天左右）脲酶活性最高，隨著培養時間的延長酶活性有降低的趨勢，酶活性的最低值出現在第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對比則產生了激活的作用，剩下的土樣則產生了抑制作用。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。隨著培養時間的延長（到后期），=U大于0，鉛和鎘的復合污染表現出協同作用，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對土壤酶活性的影響
可交換態 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。Pb的其他態和全量對脲酶都產生了比較明顯的抑制作用，其中碳酸鹽結合態的抑制作用最為明顯R值為0.447，其次是全量、有機態、殘渣態、鐵錳氧化態。
總量和各個形態的Cd對脲酶都具有相對明顯的的抑制作用，負相關顯著。其中鐵錳氧化態和碳酸鹽結合態的抑制率最高，R值都達到了0.905，最低的是殘渣態。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、結論
通過實驗室外源添加重金屬Pb、Cd發現，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，通過分析發現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，找出一定的變化規律。
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關鍵詞：麻瘋樹（Jatropha curcas L.）；蓋度；土壤重金屬；土壤酶活性；土壤理化性質；影響
中圖分類號：S792.99；S714.3 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）03-0545-03
攀枝花市位于中國西部，是重要的礦業城市[1]，在礦山開采過程中，大量的礦石、尾礦沿江堆放，采礦廢水和選礦廢液的直接排放對河水和沿河土壤都造成了嚴重污染。土壤對重金屬污染物的累積富集作用使得重金屬污染日趨嚴重[2-5]。麻瘋樹（Jatropha curcas L.）作為生物燃料樹種，種子榨油后油中的重金屬含量是否超標應引起重視。
攀枝花市位于長江上游金沙江段，是麻瘋樹適宜的生長區域。這個區域的麻瘋樹群落結構和種群分布格局尚不清楚，不利于麻瘋樹生物多樣性的保護和開發利用。麻瘋樹跨地區、跨生態系統引種對新的地區可能形成入侵的問題正逐漸受到重視。所以對攀枝花金沙江干熱河谷麻瘋樹群落進行調查，獲得麻瘋樹生物地理特點、有害特征以及生物學和生態學特征等方面的資料顯得非常迫切。
本研究對攀枝花市仁和工業區、新鹽邊縣麻瘋樹群落進行調查，對麻瘋樹所生長的土壤重金屬含量進行測定并對土壤肥力、土壤酶活性的變化情況進行分析，以期為麻瘋樹野外環境調查提供參考。
1 研究地區與研究方法
1.1 研究地區概況
攀枝花市位于四川省西南部（101°15′-102°08′ E，26°05′-27°21′ N），地處川、滇南北構造帶中段的安寧河構造帶，東臨攀西地區會理，南靠云南省永仁縣，西臨云南省華坪縣和寧蒗縣，北與涼山州地區德昌縣、鹽源縣接壤，地形切割強烈，垂直分異顯著。攀枝花市是川西南重要的礦業城市，被稱為中國的釩鈦之都。幾十年的開發建設使該區經濟發展迅速，但同時引發的環境問題也比較嚴重，如植被破壞、土壤和水體污染、生態環境惡化等，其中礦渣場對生態系統的破壞尤為嚴重[1，6-8]。
1.2 麻瘋樹群落蓋度分布研究方法
2010年4月在攀枝花市新鹽邊縣、仁和工業區進行采樣，采樣土壤有6種類型，表層（0～20 cm）取樣，根據麻瘋樹的不同演替階段、裸土區以及麻瘋樹和其他植物混生劃分為Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型、Ⅳ型、Ⅴ型和Ⅵ型。Ⅰ型，麻瘋樹為優勢種群，蓋度約達90%；Ⅱ型，零星有當地植物生長，麻瘋樹蓋度在60%左右；Ⅲ型，麻瘋樹與當地植物處于競爭生長，麻瘋樹蓋度在10%～30%；Ⅳ型（CK），裸土區，幾乎無任何植物成株生長；Ⅴ型，當地植物劍麻，蓋度50%，沒有麻瘋樹的生長；Ⅵ型，當地植物混合生長，單種植物各自的蓋度均小于1%。將采集的土樣風干、研磨、過篩，將過篩后的土樣約500 g于室溫保存，用于土壤各指標的測定。
1.3 測定指標及方法
1.3.1 土壤理化性質的測定 土壤基本化學性質測定均采用土壤農業化學分析法[9]，其中有機質采用電熱板加熱-K2Cr2O7容量法，水解性氮采用堿解擴散法，有效磷采用0.5 mol/L NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法，緩效鉀采用1 mol/L HNO3煮沸浸提-火焰光度法，速效鉀采用1 mol/L NH4OAc浸提-火焰光度法。
1.3.2 土壤酶活性的測定 脲酶活性采用靛酚藍比色法測定，酸性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測定，蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定[10]。
1.3.3 土壤重金屬Pb、Cd含量測定 土壤樣品Pb、Cd的全量經過濃HNO3∶HF∶HClO4（2∶1∶2）消化后用瑞利WFX-120A原子吸收分光光度計測定。
1.4 數據統計分析
上述試驗均為3次重復，計算平均值，并采用SAS 8.2 軟件和Excel進行統計分析和作圖。
2 結果與分析
2.1 土壤理化性質、重金屬含量與麻瘋樹群落蓋度的關系
分別對6種不同群落形式的表層土壤pH、有機質、水解性氮、有效磷、緩效鉀、速效鉀和重金屬鉛、鎘含量進行了比較，結果見表1。
土壤pH是土壤重要的化學指標，植被狀況也對土壤pH產生一定的影響作用[11]。表1表明，pH在6種不同的群落形式上變化不同，Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型、Ⅵ型的pH均高于裸土Ⅳ型，且隨著麻瘋樹蓋度的增加而增加，各類型間pH差異顯著，Ⅴ型pH顯著低于對照。土壤有機質是土壤的一個重要指標[12-15]，是植物營養的主要來源，但是在短時間內土壤有機質的變化不大。與裸土Ⅳ型相比，除了Ⅰ型外，其他類型的土壤表層有機質均顯著高于裸土Ⅳ型，隨麻瘋樹蓋度的增加有機質含量呈現減少趨勢。土壤氮素供應能力的高低主要取決于水解性氮的多少，土壤的礦化作用和植物對氮素的吸收直接影響著水解性氮的增減[16]，因而不同植被類型下水解性氮含量的增減情況有所差異。除Ⅲ型外，其他類型的土壤表層水解性氮均比裸土Ⅳ型減少，且Ⅰ型與裸土Ⅳ型差異顯著。隨麻瘋樹蓋度的增加水解性氮含量逐漸減少。土壤磷素供應狀況主要由土壤有效磷含量來表示。土壤pH、土壤有機質的含量以及土壤的分解狀況和微生物的活動等因素共同影響土壤有效磷的含量[17-20]。與裸土Ⅳ型相比，除Ⅰ型外，其他類型的土壤有效磷均顯著高于裸土Ⅳ型；隨麻瘋樹蓋度的增加有效磷含量先增加后減少。各種類型的群落與裸土Ⅳ型相比，除Ⅴ型外，其他類型的土壤緩效鉀含量均高于裸土Ⅳ型；Ⅰ型、Ⅱ型的土壤速效鉀含量均顯著高于裸土Ⅳ型，其他類型的土壤速效鉀含量均低于裸土Ⅴ型。所調查樣地內土壤重金屬Pb、Cd含量參照中華人民共和國國家標準中土壤環境質量標準（GB 15618—1995），Pb屬于一級（Pb≤35 mg/kg），土壤Pb含量基本保持自然背景水平；有3個樣地Cd含量高于國家允許安全限量（Cd>0.3 mg/kg）[21，22]。
2.2 土壤酶活性與麻瘋樹群落蓋度的關系
土壤脲酶直接參與土壤中含氮有機化合物的轉化[23]，其活性強度常用來表征土壤氮。表2表明，Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型土壤表層脲酶活性分別比裸土Ⅳ型升高了78.9%、39.5%和89.5%，差異達顯著水平。土壤中蔗糖酶直接參與土壤碳素循環[24]，Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型土壤表層的蔗糖酶活性分別比裸土Ⅳ型升高了244.3%、115.9%和186.6%，差異達顯著水平。酸性磷酸酶酶促作用能加速土壤有機磷的脫磷速度，從而提高磷的有效性和供應強度[25]，Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型土壤表層的酸性磷酸酶活性分別比裸土Ⅳ型升高了266.7%、125.0%和208.3%，差異達顯著水平。隨麻瘋樹蓋度的增加，酸性磷酸酶、蔗糖酶、脲酶活性呈現先升高后降低的趨勢。
3 結論
有麻瘋樹分布的Ⅰ型、Ⅱ型、Ⅲ型、Ⅵ型土壤的緩效鉀含量高于裸土Ⅳ型和單一劍麻Ⅴ型。pH在6種不同的群落形式上變化不同，與裸土Ⅳ型相比，隨麻瘋樹蓋度的增加pH逐漸上升趨于堿性，土壤有機質、水解性氮、有效磷含量總體呈現減少的趨勢，速效鉀、緩效鉀含量有所提高。樣地中土壤Pb含量基本保持自然背景水平；有3個樣地Cd含量高于國家允許安全限量標準。
隨著麻瘋樹在群落中的蓋度增加，土壤酸性磷酸酶、脲酶和蔗糖酶活性呈現先升高后降低的趨勢。土壤酶活性與植被蓋度和生物量呈較高的相關性，土壤酶主要來自群落中植物的殘體分解，結果表明土壤酶活性隨麻瘋樹蓋度的增加總體呈升高趨勢，說明麻瘋樹使土壤環境條件向著有利于其自身生長的方向演變。麻瘋樹生長需要消耗大量的碳、氮、磷元素，從而導致了隨麻瘋樹蓋度的增加，土壤有機質、水解性氮、有效磷含量呈現逐漸減少的趨勢；有麻瘋樹覆蓋的土壤酸性磷酸酶、蔗糖酶、脲酶活性均較裸土顯著增加，從而有利于土壤中碳、氮、磷循環。
重金屬的污染對土壤酶活性多表現為抑制作用，在Cd含量超標較嚴重的Ⅱ型樣地中，酸性磷酸酶、蔗糖酶、脲酶活性受到明顯抑制，其抑制機理可能是重金屬與酶分子中的活性部位結合形成較穩定的絡合物產生了與酶活底物的競爭性抑制作用，或可能由于重金屬通過抑制土壤微生物的生長和繁殖，減少微生物體內酶的合成和分泌，最后導致土壤酶活性下降。
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關鍵詞：土壤酶；重金屬；作物；菌肥
中圖分類號：S513 文獻標識碼：A DOI 編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.10.016
Effects of Applying Bacterial Manure on Enzymes of Copper Contaminated Soil with Planting Corn
GUO Zhuo-jie1，LI Tao1，YANG Ji-fei1，OH Kokyo2，CHENG Hong-yan1
（1. College of Resources and Environment ，Shanxi Agricultural University， Taigu， Shanxi 030801，China；2.Center for Environmental Science in Saitama，914 Kamitanadare， kazo， Saitama 347-0115， Japan）
Abstract：With pot experiment，this paper studied the effects on 4 kinds of enzymes （urease， catalase， sucrase， phosphatase） of different varieties of corn （Jin dan56， Changyu16， Dazheng2） in copper contaminated soil in different dosage of bacterial manure conditions （0，50，100，200 g）.The results showed that for Dazheng 2 and Changyu 16， the dosage of 100 g bacterial manure in copper contaminated soil had apparent activation effect on catalase， urease， invertase and phosphatase；for Jindan 56， the dosage of 200 g bacterial manure in copper contaminated soil had apparent activation effect on catalase， urease， invertase and phosphatase；the effect of four kinds of enzyme in the copper contaminated soil， Dazheng 2 （Cu + J - 100） > Jin dan 56 （Cu + J - 200） > Changyu16 （Cu + J - 100）. The comprehensive consideration was that for Dazheng 2 corn， the amount of 100 g bacterial manure had the most obvious effect on catalase， urease， invertase and phosphatase activation， and the sizes of the four kinds of enzyme were 0.225 0，72.727 6， 0.858 0， 3.755 7 mg?g-1 respectively.
Key words： soil enzymes； heavy metals； crops； bacterial manure
近年來，隨著土壤環境污染問題的日益嚴重，土壤重金屬污染的防治問題已成為生態環境修復研究領域的重要內容之一，其中利用土壤酶活性來表征土壤重金屬污染程度是其中一個尤為重要的方面 [1-3]。土壤酶是土壤的生物活性成分之一，它參與土壤中的眾多代謝過程，是土壤生態系統代謝的重要動力，土壤中所進行的一切生物學和化學過程都要由酶的催化作用才能完成，在生態系統的物質和能量循環等過程中，土壤酶起到表征物質和能量轉化強度的作用[4-5]。研究土壤酶活性的變化，將有助于了解土壤肥力狀況及其演變[6-7]。而微生物菌肥（菌肥）對改善土壤營養結構，增強土壤肥力，促進作物生長，增強作物抗病能力等方面具有重要作用[8]。
目前關于重金屬和土壤酶活性關系的研究已經很多，但多側重于一種或幾種重金屬對土壤酶活性的影響或者是超富集作物在修復土壤重金屬過程中對土壤酶的影響等方面，而菌肥和重金屬復合條件下，玉米對銅污染土壤的修復研究還是很少報道的。故此，本研究通過盆栽試驗，在重金屬土壤中施加不同用量的菌肥，并且用不同品種的玉米進行修復，探討其對土壤中4種土壤酶活性的影響，進而反映出菌肥對土壤酶的影響，并且選出對土壤酶影響較大的玉米品種和菌肥濃度配比，為銅污染土壤的修復與利用提供一定的科學依據。
1 材料和方法
1.1 試驗區概況
試驗區在山西農業大學資源環境學院實驗站大棚。山西省太谷縣位于晉中盆地東北部，屬暖溫帶大陸性氣候，年平均氣溫9.8 ℃，無霜期175 d，降雨量462.9 mm。供試土壤為石灰性褐土，pH值為 8.38，堿性土壤。其中堿解氮為129.41 mg?kg-1，速效磷為7.713 8 mg?kg-1，速效鉀為16.6 mg?kg-1，有機質含量為10.9 g?kg-1，土壤交換量為23.92 cmol?kg-1，土壤銅含量為64.42 mg?kg-1。
1.2 供試作物和肥料
供試農作物：選擇3個玉米品種，分別為晉單56號、長玉16號和大正2號。
供試肥料：以復合肥（N-P2O5-K2O，17-17-17，總養分≥51%）為基肥；微生物菌肥。
供試重金屬銅的樣品：CuSO4?5H2O （分析純）。
1.3 試驗方法
供試作物于2013年4月份種植，種植120 d，8月中旬收獲。
試驗共設4個處理，分別為：銅處理土壤+菌肥0 g（CK）；銅處理土壤+菌肥50 g（Cu+J-50）；銅處理土壤+菌肥100 g（Cu+J-100）；銅處理土壤+菌肥200 g（Cu+J-200）。在4種處理的土壤上種植3種不同品種的玉米，重復3次。每盆裝10 kg的供試土壤，為確保試驗土壤重金屬銅達到統一的二級標準限制值100 mg?kg-1，每盆土壤所施用化學試劑CuSO4?5H2O（分析純）為1.39 mg，隨水施入土壤中，每盆施入復合肥5 g。
1.4 測定項目與方法
土壤脲酶：靛酚比色法[9]。
土壤過氧化氫酶的測定：容量法（用高錳酸鉀滴定）[9]。
土壤蔗糖酶的測定：磷酸二氫鈉比色法[9]。
土壤磷酸酶測定：磷酸苯二鈉比色法[9]。
1.5 數據處理方法
土壤基本理化性狀分析采用常規方法。所有數據均采用Excel和Dps軟件進行分析。
2 結果與分析
2.1 不同品種玉米種植下菌肥對銅污染土壤脲酶活性的影響
土壤脲酶主要來源于植物和微生物，是決定土壤中氮轉化的關鍵酶，其活性高低反映了各種生化過程的方向和強度。脲酶是一種酰胺酶，直接參與尿素形態轉化，能促進有機質分子中肽鍵的水解，是尿素分解必不可少的一種酶[10-11]。由圖1的方差分析可知：對于大正2號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）脲酶活性分別提高了69.7%，61.7%，15%，說明大正2號玉米加入菌肥100 g后顯著激活了土壤中脲酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤脲酶的活性；對于晉單56號玉米，（Cu+J-200）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-100）脲酶活性分別提高了61.3%，20.9%，3.7%，說明晉單56號玉米施入菌肥200 g顯著激活了土壤中脲酶的活性；對于長玉16號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）脲酶活性分別提高了85.9%，42.1%，24.1%，說明長玉16號玉米施入菌肥100 g顯著激活了土壤中脲酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤脲酶的活性。而大正（Cu+J-100）比晉單（Cu+J-200）、長玉（Cu+J-100）分別提高了6.7%和9.7%，并且差異性顯著。由以上數據分析得出：大正2號玉米，施入菌肥100 g對銅污染土壤中脲酶活性的激活效應最明顯。
2.2 不同品種玉米種植下菌肥對銅污染土壤過氧化氫酶活性的影響
過氧化氫酶主要來源于細菌、真菌以及植物根系的分泌物，是參與土壤中物質和能量轉化的一種氧化還原酶，具有分解土壤中對植物有害的過氧化氫的作用，其活性能反映土壤腐殖化強度大小和有機質積累程度[12-13]。過氧化氫酶活性以20 min內每克土壤消耗0.1 mol?L-1 KMnO4的毫升數表示[14]。由圖2的方差分析可知：對于大正2號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）過氧化氫酶的活性分別提高了6%，3.4%，4.1%，說明大正2號玉米加入菌肥100 g顯著激活了土壤中過氧化氫酶的活性，加入菌肥200 g抑制了土壤中過氧化氫酶的活性；對于晉單56號玉米，（Cu+J-200）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-100）過氧化氫酶的活性分別提高了5.9%，2.1%，1.9%，說明晉單56號玉米施入菌肥200 g顯著激活了土壤中過氧化氫酶的活性；對于長玉16號玉米，（Cu+J+100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）過氧化氫酶的活性分別提高了4.6%，1.3%，2.9%，說明長玉16號玉米施入菌肥100 g顯著激活了土壤中過氧化氫酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤過氧化氫酶的活性。而大正2號玉米（Cu+J-100）比晉單56號玉米（Cu+J-200）、長玉16號玉米（Cu+J-100）分別提高了0.9%和1.8%，并且差異性顯著。由以上數據分析得出：大正2號玉米，施入菌肥100 g對銅污染土壤中過氧化氫酶的活性激活效應最明顯。
2.3 不同品種玉米種植下菌肥對銅污染土壤蔗糖酶活性的影響
蔗糖酶能催化多種低聚糖的水解，在土壤碳循環中起著重要的作用。它比其他酶類更能明顯地反映土壤肥力水平和生物學活性強度以及各種農業措施對土壤熟化的影響[15]。蔗糖酶活性主要以24 h后1 g土壤中葡萄糖的毫克數表示[16]。由圖3的方差分析可知：對于大正2號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）蔗糖酶的活性分別提高了19.5%，6.9%，18.6%，說明大正2號玉米施入菌肥100 g顯著激活了土壤中蔗糖酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤蔗糖酶的活性；對于晉單56號玉米，（Cu+J-200）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-100）蔗糖酶的活性分別提高了15.5%，14.3%，11.8%，說明晉單56號玉米施入菌肥200 g顯著激活了土壤中蔗糖酶的活性；對于長玉16號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）蔗糖酶的活性分別提高了14.7%，1.6%，3.6%，說明長玉16號玉米施入菌肥100 g顯著激活了土壤中蔗糖酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤蔗糖酶的活性。而大正（Cu+J-100）比晉單（Cu+J-200）、長玉（Cu+J-100）分別提高了3.46%和3.5%，并且差異性明顯。由以上數據分析得出：大正2號玉米，施用菌肥100 g對銅污染土壤中蔗糖酶的活性激活效應最明顯。
2.4 不同施肥條件下不同作物對銅污染土壤磷酸酶的影響
土壤磷酸酶是植物根系與微生物的分泌產物，直接影響土壤中有機磷的分解轉化和生物有效性[17]。土壤磷酸酶活性以24 h后每克土壤酚的毫克數表示。由圖4的方差分析可知：對于大正2號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）磷酸酶的活性分別提高了55.9%，29.4%，22.5%，說明大正2號玉米加入菌肥100 g顯著激活了磷酸酶的活性，施入菌肥200 g抑制了土壤磷酸酶的活性；對于晉單56號玉米，（Cu+J-200）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-100）磷酸酶的活性分別提高了25.8%，12.6%，4.9%，說明晉單56號玉米施入菌肥200 g激活了土壤中磷酸酶的活性；對于長玉16號玉米，（Cu+J-100）比CK、（Cu+J-50）、（Cu+J-200）磷酸酶的活性分別提高了43.6%，6%，19.2%，說明長玉16號玉米施入菌肥100 g顯著激活了土壤中磷酸酶的活性，施入菌肥200 g抑制土壤磷酸酶活性。而大正（Cu+J+100）比晉單（Cu+J+200）、長玉（Cu+J+100）分別提高了6.5%和8.5%，并且差異性明顯。由以上數據分析得出：大正2號玉米，施用菌肥100 g對銅污染土壤磷酸酶的活性激活最明顯。
3 討 論
（1）對于大正2號玉米和長玉16號玉米，隨著菌肥用量（0，50，100，200 g）逐漸增大，銅污染脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶、磷酸酶大小先增大后減小，在菌肥用量為100 g時，4種酶活性最大，所以施入菌肥100 g對土壤中4種酶活性的激活效應最明顯。
（2）對于晉單56號玉米，隨著菌肥用量（0，50，100，200 g）逐漸增大，銅污染土壤中脲酶、過氧化氫酶、蔗糖酶、磷酸酶大小也逐漸增大，施入菌肥200 g對土壤中4種酶活性的激活效應最明顯。
（3）對于土壤中脲酶活性大小，大正（Cu+J-100）>長玉（Cu+J-100）>晉單（Cu+J-200）。
（4）對于土壤中過氧化氫酶、蔗糖酶和磷酸酶活性大小，大正（Cu+J-100）>晉單（Cu+J-200）>長玉（Cu+J-100）。
4 結 論
綜上所述，關于施用菌肥對玉米種植下銅污染土壤酶活性的影響，對4種土壤酶活性激活效應最明顯的方式是施入100 g菌肥的大正2號玉米（Cu+J-100），其次是施入200 g菌肥的晉單56號玉米晉單（Cu+J-200），最后是施入100 g菌肥的長玉16號長玉（Cu+J-100）。
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1材料與方法
1.1土壤樣品土壤采自我國西北地區某市的農田表層土壤，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見表1。
1.2實驗設計選取轉化酶、脲酶、堿性磷酸酶活性為指標，Cu、Zn、Pb和培養時間作為因素。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境質量標準(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%，置于培養箱內25℃黑暗恒溫恒濕培養，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：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表示（以上酶活性測定時均設3份平行，以及用水代替基質的對照樣品和無土對照樣品，以排除土壤和試劑中雜質的干擾）。數據使用Excel2010和Spss18.0進行分析。
2結果與分析
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，轉化酶活性、脲酶活性及堿性磷酸酶活性的最大值分別出現在實驗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，轉化酶活性、脲酶活性及堿性磷酸酶活性的最大值分別出現A1B1C4D3，A1B2C3D1及A1B1C1D3，并且A1B1C1D3與觀察法的結果一致。方差分析結果顯示（表4），在95%置信區間下，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是觀察法的分析結果，轉化酶、脲酶和堿性磷酸酶活性的最大值分別出現在實驗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與觀察法結果一致，其他兩個值與觀察法結果相近。方差分析結果顯示（表6），這些因素與轉化酶活性關系不顯著；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出的不同變化規律。在Zn的濃度為500mg•kg-1時，轉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抑制轉化酶活性，隨后又表現出激活特性，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出抑制作用。Zn對轉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，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抑制轉化酶活性，激活脲酶活性。在濃度從35增加到500mg•kg-1時，轉化酶活性隨Pb濃度增加而升高，而隨后轉化酶活性顯著降低；脲酶活性隨Pb濃度增加表現出不同的變化規律，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。不同的培養時間對酶活性也有一定的影響。在7到14天時，隨培養時間的延長，轉化酶活性和堿性磷酸酶活性表現出相同的變化趨勢，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的回歸系數分別為-2.152、-0.451及-0.831，各因素對酶活性均表現為抑制作用，并且對酶活性影響的順序是Cu＞Pb＞Zn。另外，Zn和Pb對脲酶活性表現出激活作用，而Zn對轉化酶活性幾乎沒有影響，這些結論與以前的研究成果一致，同時與方差分析的結果相符。
3討論
復合重金屬對土壤酶活性的影響早有報道。本研究發現，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等發現土壤磷酸酶活性與金屬Cu之間呈顯著的負相關關系。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構進而抑制脲酶活性。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、酶結構上的抑制以及季節影響。同時，土壤因素，如pH、土壤有機質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，或者是使蛋白質成分失活。培養時間對三種土壤水解酶活性也表現出不同的影響。不過在第35天時所有的土壤酶活性均比第3天時低，這個結果與Naidu等的結論一致，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生了相互作用有關。在我們國家，土壤中重金屬的主要來源有污水灌溉、工業廢棄物堆放、城市固體垃圾堆放以及大氣沉降等。劉樹慶發現在保定市污水灌溉的農田中Zn、Cu、Pb和Cd的含量非常高，并且隨著持續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，他發現當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對轉化酶活性有輕微影響并且沒有統計顯著性，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中存在協同效應。不過，二元系統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同抑制效應?？傊?，添加的Cu、Zn、Pb對研究的三種土壤水解酶活性均呈現不同的影響。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，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，如pH、陽離子交換量、有機質含量，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論一致。
4結論
關鍵詞：黃瓜；輪作；大蔥；土壤；連作障礙
中圖分類號：S642.2 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2013.08.008
研究表明，蔬菜連作會導致生長受阻，抗病能力減弱，產品產量和品質下降[1-2]。連作土壤與輪作土壤相比，理化性質變劣[3]，酶活性降低[4]，微生物數目及種群多樣性減少[5]。黃瓜是設施主栽蔬菜，連作障礙已成為制約其高產高效和可持續發展的重要因素。試驗發現，大蔥輪作可顯著減輕黃瓜連作土壤障礙，促進生長，提高產量[6]，對此，前人從根區土壤的理化和生物學特性方面進行了探討[6-8]。根際是植物與土壤進行物質和能量交換最劇烈的區域，根際土壤的理化和生物學特性與非根際土壤明顯不同[9]。本試驗以黃瓜連作土壤為對象，比較研究了大蔥-黃瓜輪作和黃瓜-黃瓜連作兩種栽培模式對后茬黃瓜根際土壤理化和生物學性狀的影響，以期探討大蔥輪作減輕黃瓜連作障礙的機理，為制定合理栽培制度提供理論依據。
1 材料和方法
1.1 材 料
供試土壤取自山東省泰安市岱岳區房村鎮北滕村，為連續種植15年黃瓜的日光溫室耕層土壤。土壤類型為棕壤，屬砂壤土，土壤理化性狀為pH 值6.19，EC值 825 μS·cm-1，堿解氮238.0 mg·kg-1，有效磷151.2 mg·kg-1，速效鉀131.2mg·kg-1。
供試黃瓜（Cucumis sativus L.）品種‘新津11號’，大蔥（Allium fistulosum L.）品種‘元藏大蔥’。
1.2 方 法
1.2.1 試驗設計 試驗于2011年8月—2012年6月在山東農業大學園藝試驗站日光溫室內進行，設2個處理：大蔥-黃瓜輪作（T），黃瓜-黃瓜連作（CK）。每處理30盆，隨機排放?；ㄅ柚睆?0 cm，高25 cm，內裝連作土壤10 kg。裝盆前向土壤中均勻混入復合肥（N∶P2O5∶K2O=15∶15∶15）10 g，生育期不再追肥。黃瓜、大蔥分期播種育苗，2011年8月29日同時定植，黃瓜每盆1株，大蔥每盆5株，12月20日拉秧。
后茬于2012年4月25日全部定植黃瓜，常規方法管理，6月20日拉秧。
分別于5月15日、5月25日、6月5日取樣。每處理隨機取5盆，利用雷娟利等[10]方法獲得根際土樣，混合均勻，研磨過2 mm篩，一部分于4 ℃冰箱保存，用于土壤微生物分析；另一部分風干后過1 mm篩，用于土壤酶和理化指標分析。
1.2.2 測定方法
（1）土壤理化性狀。pH值按土水比1∶5（W/V）浸提，用雷磁PHBJ-260便攜式pH計測定，EC值按土水比1∶5（W/V）浸提，用雷磁DDB-303A便攜式電導率儀測定；堿解氮采用堿解擴散法測定，有效磷采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定，速效鉀采用醋酸銨浸提-火焰光度法測定[11]。
（2）土壤微生物數量。細菌采用牛肉膏蛋白胨培養基培養；放線菌采用改良高氏1號培養基培養（每1 000 mL培養基中加入3%重鉻酸鉀3.3 mL）；真菌采用馬丁氏培養基培養（每1 000 mL培養基中加入1%孟加拉紅水溶液3.3 mL，1%鏈霉素3 mL）。微生物數量均采用系列稀釋法計數[12]。
（3） 土壤酶活性。土壤脲酶采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定；磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測定；過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法測定[13]。
1.2.3 數據統計與分析 采用DPS軟件對數據進行方差分析及最小顯著差異性檢驗。
2 結果與分析
2.1 不同種植模式對黃瓜根際土壤EC值和pH值的影響
伴隨生育期推進，黃瓜根際土壤EC值不斷降低，生育初期輪作黃瓜的根際土壤EC值大于連作黃瓜，但定植40 d后，EC值開始低于連作黃瓜（圖1）。連作和輪作黃瓜根際土壤pH值緩慢升高，輪作黃瓜上升幅度大于連作黃瓜，6月5日輪作黃瓜的根際土壤pH值高于連作黃瓜土壤。
2.2 不同種植模式對黃瓜根際土壤養分含量的影響
由圖2可以看出，根際土中速效氮含量呈先升高后降低趨勢，有效磷和速效鉀含量則持續降低。生育初期，輪作黃瓜根際土壤中的速效氮、有效磷、速效鉀含量高于連作土壤，盡管有效磷含量未達顯著差異水平，說明前茬大蔥吸收的養分較少。隨著植株生長，輪作黃瓜根際土壤中有效磷含量迅速降低，以致低于連作土壤，速效氮與連作土壤無顯著差異，速效鉀含量卻始終較高。
2.3 不同種植模式對黃瓜根際土壤酶活性的影響
脲酶是土壤中主要的水解酶之一，與土壤中尿素的水解密切相關，其酶促產物氨是植物氮源之一；磷酸酶可加速有機磷的脫磷速度，對土壤磷素的有效性具有重要作用，其活性是評價土壤磷素生物轉化方向與強度的指標；過氧化氫酶促過氧化氫的分解，有利于防止它對生物體的毒害作用，其活性則可以反應土壤中氧化過程的強度[13]。根際土壤中3種酶活性均隨黃瓜生長不斷升高，但輪作黃瓜根際土壤酶活性始終高于連作土壤（圖3），6月5日輪作土壤中脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶活性分別是輪作土壤的1.24，1.11，1.27倍，說明輪作有利于提高后茬黃瓜根際土壤酶活性。
2.4 不同種植模式對黃瓜根際土壤微生物群落結構的影響
從圖4可以看出，隨著黃瓜的生長，根際土中細菌、真菌和放線菌數目均不斷增加，其中，細菌在土壤微生物群落中占絕對優勢。根際土壤中細菌、放線菌和真菌數初期差異不大，后期輪作黃瓜根際土壤中細菌、放線菌數目顯著高于連作黃瓜，真菌數則顯著低于連作黃瓜。輪作黃瓜根際土壤中真菌數占微生物總量的比例低于連作黃瓜，6月5日土壤真菌所占比例分別為0.28%和0.54%。
3 討 論
設施連作障礙的一個重要原因是土壤酸化、次生鹽漬化和養分失衡[14]。合理輪作可以降低土壤鹽分積累，在一定程度上避免次生鹽漬化的發生[15]。與連作相比，輪作黃瓜的根際土壤EC值降低速度較大，最后低于連作黃瓜根際土壤，可能與輪作植株生長勢較強，吸收土壤中養分較多有關。王柳[16]發現，在不施肥或只施底肥情況下，黃瓜根區土壤pH值總體呈上升趨勢。本試驗中，伴隨黃瓜生育，連作和輪作黃瓜根際土壤pH值均呈升高趨勢，可能與只施用了底肥有關。
輪作黃瓜根際土壤中速效氮、有效磷和速效鉀含量前期較高，說明前茬大蔥吸收養分數量少于黃瓜。伴隨生育進程，黃瓜根際土壤中養分含量快速降低，輪作黃瓜根際有效磷含量低于連作黃瓜，可能因為輪作黃瓜生長旺盛，對磷的吸收較多，同時磷在土壤中移動性較差[17]有關。土壤速效氮含量先升高后降低，可能由于根系生理活動使速效氮在根際發生了富集。欽繩武等[18] 對氮素在根際遷移規律的研究中發現，氮素在旱作根際土壤中會出現富集現象。
土壤酶直接參與土壤中物質的轉化及養分的釋放和固定過程， 與土壤肥力狀況密切相關[19]。本試驗中，大蔥輪作模式下土壤酶活性明顯高于黃瓜連作土壤。吳煥濤等[6]也得出相似的結論。土壤酶活性升高是輪作減輕連作障礙的原因之一。
土壤微生物群落結構的多樣與穩定不僅可提高土壤微生態的穩定性，也可提高土壤的緩沖能力[20]。本研究結果表明，輪作黃瓜根際土壤中可培養細菌及放線菌數目均高于連作黃瓜，可培養真菌數目則低于連作黃瓜，與楊鳳娟[8]、吳鳳芝[21]研究結果一致，表明輪作可以改變土壤微生物群落結構，改善土壤的微生態環境。
本試驗結果表明，大蔥輪作后的黃瓜根際土壤理化及生物學性狀得到明顯改善，可作為防控設施黃瓜連作障礙的一種有效種植模式。
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關鍵詞 烤煙；施肥處理；土壤酶活性；根系活力；影響
中圖分類號 S572；S147.5 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2016）23-0018-03
Abstract Taking Yuyan 10 as experimental material，the effects of different fertilization treatments on the soil enzyme activities and root activity were studied by pot experiment.The results showed that compared with conventional fertilization，T1，T2，T3 and T4 treatments all improved the activity of soil catalase，soil invertase and soil urease in different degrees，and the treatment effect of T1 and T4 was better. The change trend of soil protease activity in different fertilization treatments was complicated，and there was no obvious regularity. The root activity of flue-cured tobacco in fast-growing period increased rapidly，and the effect of T1 treatment on root activity of flue-cured tobacco was the most significant.
Key words tobacco；fertilization treatments；soil enzyme activities；root activity；effect
近年恚我國的烤煙種植制度、施肥方式等已經發生了重大變化，尤其是化肥的不合理使用和有機肥料使用量減少，不僅造成了煙葉的產量和質量下降，同時也造成了土壤條件惡化、有機質含量下降、甚至環境污染，不利于我國煙區生產和煙區的可持續發展。土壤是農業生態系統的重要組成部分，具有貯存、釋放、轉化和調節營養物質在農業生態系統中運行的功能[1]。不同種植方式、秸稈還田、施用土壤改良劑、覆蓋和施肥措施等均對植煙土壤關鍵酶活性和根系活力產生不同程度的影響[2-5]，而對芝麻餅肥、生物質炭與復合無機肥料配施對土壤酶活性的影響研究較少。本研究采用盆栽方式，研究不同施肥處理對植煙土壤關鍵酶活性及根系活力的影響，通過分析比較[6-9]，確定最佳的施肥組合，指導合理施肥，以提高烤煙生育期的土壤酶活性和根系活力，為烤煙生長、產量及品質形成以及煙區可持續發展提供依據。
1 材料與方法
1.1 試驗地概況
本試驗于2014年在河南科技大學開元校區農場進行，供試土壤為當地的黃潮土，質地中壤，耕層（0～20 cm）土壤有機質含量為10.80 g/kg、堿解氮含量為75.0 mg/kg、速效磷含量為9.21 mg/kg、速效鉀含量為120.0 mg/kg。
1.2 供試材料
供試烤煙品種為豫煙10號。
供試肥料：商品化煙草專用無機復合肥（10-18-20，河南宜陽化肥廠生產）；商品化生物質炭（河南商丘三利新能源有限公司生產）；芝麻餅肥；小麥秸稈。
1.3 試驗設計
采用盆栽試驗，設置5個處理，分別為CK：常規施肥作對照，不施芝麻餅肥和生物質炭；處理T1：常規施肥+芝麻餅肥20.0 g/盆+生物質炭160.0 g/盆；處理T2：常規施肥+移栽后35 d秸稈覆蓋還田（小麥秸稈，300.0 g/盆）；處理T3：常規施肥+芝麻餅肥20.0 g/盆；處理T4：常規施肥+生物質炭160.0 g/盆。煙苗于2014年5月16日移栽，每盆栽植1株，每個處理重復15盆。常規施肥：每盆施純N量為3.5 g/盆，N∶P2O5∶K2O=1.0∶1.5∶3.0，磷、鉀不足部分用單一磷肥和鉀肥補充至所要求的氮、磷、鉀施肥配比。
1.4 樣品采集與指標測定
分別在煙苗移栽后30、45、60、75 d采集土壤0～20 cm耕層土樣，每個處理取3個具有代表性的土壤樣品，剔除樣品中的石礫和植物殘體等雜物，自然風干后研磨保存。在煙苗移栽后45 d和75 d拔取整個煙株，把根系沖洗干凈后立即測定其根系活力[10-12]。
土壤關鍵酶測定主要包括過氧化氫酶、蔗糖酶、蛋白酶和脲酶[13-14]，其中用高錳酸鉀滴定法測定土壤過氧化氫酶活性，過氧化氫酶活性以每1 g干土1 h內消耗的0.1 mol/L KMnO4體積數（mL）表示；土壤蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定，蔗糖酶活性以24 h后1 g土壤中葡萄糖的毫克數（mg）表示；土壤蛋白酶采用茚三酮比色法測定，蛋白酶活性以24 h后1 g土壤中氨基酸的毫克數（mg）表示；土壤脲酶采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測定，土壤脲酶活性以24 h后1 g土壤中NH3-N的毫克數（mg）表示土壤脲酶活性。
根系活力測定采用TTC法，用TTC還原量表示脫氫酶活性并作為根系活力的指標[15-16]。
2 結果與分析
2.1 不同施肥處理對植煙土壤過氧化氫酶活性的影響
過氧化氫廣泛存在于生物體和土壤中，對生物和土壤具有毒害作用，與此同時，在生物體和土壤中存在過氧化氫酶，能將過氧化氫分解為水和氧氣，從而消除過氧化氫對植物的毒害作用。過氧化氫酶活性可以反應土壤腐殖質化的強度大小以及有機質轉化的速度[17]。不同施肥處理條件下植煙土壤過氧化氫酶活性表現見圖1。由圖1可知，在生育期內植煙土壤過氧化氫酶活性的變化趨勢較為平緩，并且各處理間的差異較小。煙苗移栽后30 d，各處理的過氧化氫酶活性均低于CK，且各處理間無顯著差異；煙苗移栽后45 d，處理T3的酶活性最大，除處理T1外，其他處理的酶活性均高于CK，且各處理間沒有顯著性差異。煙苗移栽后60 d，處理T1、T2的活性低于CK，處理T3處理的酶活性高于CK，處理T4的酶活性顯著高于CK，除處理T4外，各處理間無顯著差異。煙苗移栽后75 d，除處理T2外，各處理的酶活性均高于CK，其中處理T4的酶活性最大。從土壤過氧化氫酶酶活性的動態變化來看，處理T3、T4的酶活性在生育期內一直增加，且處理T4增加的幅度最大，因此處理T4對提高過氧化氫酶活性的效果最佳，其次是處理T3。因此，處理T4對降低土壤中危害植物根系的過氧化氫的含量的效果最佳。
2.2 不同施肥處理對植煙土壤蔗糖酶活性的影響
土壤蔗糖酶與土壤中有機質、氮、磷含量，微生物數量及土壤呼吸強度有關，其酶促作用產物直接關系到作物的生長，一般情況下，土壤肥力越高，蔗糖酶活性越大[18]。不同施肥處理條件下植煙土壤蔗糖酶活性表現見圖2。由圖2可知，除了CK外，隨著移栽天數的增加，不同施肥處理下的土壤蔗糖酶活性基本上呈現出先增大后減小再增大的趨勢。除了CK外，各處理的土壤酶活性均在移栽后45 d時出現了高峰，并且不管在任何生育期，理T4的酶活性均高于CK，同時，除了在移栽后75 d時處理T4下的酶活性低于處理T3外，任何生育期處理T4的酶活性均高于其他幾個處理。因此，處理T4施肥處理對植煙土壤蔗糖酶活性的提高效果最好。從標準誤的角度分析，在移栽后30 d時，處理T2的酶活性最小，顯著低于CK的酶活性；處理T1、T3的蔗糖酶活性大于CK，三者之間沒有顯著性差異；處理T4的酶活性最高，酶活性顯著高于其他處理。煙苗移栽后45 d，各處理的酶活性均大于CK，其中處理T4的酶活性最大，且不同處理間差異性顯著。煙苗移栽后60 d，處理T4的酶活性大于CK，而處理T1、T2和處理T3的酶活性均小于CK，酶活性呈現下降的趨勢，各處理間蔗糖酶活性差異性不顯著。煙苗移栽后75 d，各處理的酶活性均又升高，均顯著大于CK的酶活性，處理T1、T2、T4之間的差異未達到顯著水平。綜合以上分析，處理T4（復合無機肥料和生物質炭配施）對提高植煙土壤蔗糖酶活性的效果最佳，能夠改善植煙根際土壤肥力狀況，為植煙生長創造最佳的生長環境。
2.3 不同施肥處理對植煙土壤蛋白酶活性的影響
土壤蛋白酶參與土壤中存在的氨基酸、蛋白質以及其他含蛋白質氨的有機化合物的轉化，它們的水解產物是高等植物的氮源之一，因此蛋白酶活性的高低，會直接影響土壤對植物氮素的供應。不同施肥處理條件下植煙土壤蛋白酶活性表現見圖3。由圖3可知，不同施肥處理下的土壤蛋白酶活性變化趨勢比較復雜，不同處理表現出不同的變化趨勢。其中，CK和處理T3的酶活性表現為先減小后增大的趨勢，處理T1的酶活性表現為先增大后減小的趨勢，處理T2和T4的酶活性變化趨勢最為復雜，都呈現先減小后增加再減小的趨勢。從標準誤的角度分析，煙苗移栽后30 d，除處理T3外，其他處理的酶活性均顯著低于CK，處理T3和CK的酶活性無顯著差異。煙苗移栽后45 d，除處理T4外，其他處理的土壤蛋白酶活性均高于CK，并且處理T3的酶活性最大，不同處理間的酶活性無顯著差異。煙苗移栽后60 d，處理T1的酶活性最大，顯著高于其他幾個處理，而處理T2、T3、T4的酶活性均顯著小于CK，處理T3的酶活性最小。煙苗移栽后75 d，不同處理下的酶活性均小于CK，且各處理間均無顯著差異。
2.4 不同施肥處理對植煙土壤脲酶活性的影響
脲酶的催化作用極為專性，它僅能水解尿素，水解的最終產物是氨和二氧化碳、水。土壤酶的活性，與微生物數量、有機物質含量、全氮和速效磷含量呈正相關，常用土壤脲酶活性表征土壤的氮素情況。不同施肥處理條件下植煙土壤脲酶活性表現見圖4。由圖4可知，隨著移栽天數的增加，不同處理下的土壤脲酶活性的變化趨勢較為復雜，其中，CK、處理T1、T4表現為先增大后減小的趨勢，處理T2、T3表現為先減小后增加的趨勢。從標準誤的角度分析，在煙苗移栽后30 d，不同處理的脲酶活性均大于CK，并且處理T4的酶活性最高，處理T4的酶活性顯著大于其他幾個處理；處理T1和CK之間的酶活性大小無顯著性差異，處理T4的酶活性均顯著大于CK。煙苗移栽后45 d，不同處理的酶活性均大于CK，處理T1下的酶活性最大，其中處理T3和CK的酶活性無顯著差異，處理T1、T4的酶活性大小均顯著大于CK（P
2.5 不同施肥處理對烤煙根系活力的影響
根系是活躍的吸收器官和合成器官，根的生長情況和活力水平直接影響地上部的生長和營養狀況及產量水平。不同施肥處理條件下烤煙根系活力表現見圖5。由圖5可知，在煙苗移栽后45～75 d，不同處理的根系活力均迅速增大，這是因為移栽后45～75 d是地上部分生長最快的時期，根系從土壤中吸取充足的水分和養分，才能保證烤煙的正常生長，從而協調烤煙植株地上部和地下部的生長。從標準誤的角度分析，煙苗移栽后第45 d，各處理的根系活力均大于CK，且各處理間的根系活力大小無顯著差異。煙苗移栽后第75天，除處理T1外，其他處理的根系活力均小于CK，各處理間根系活力無顯著差異?？傮w來看，處理T1對增大植煙根系活力的效果最佳。
3 結論與討論
不同施肥處理對植煙土壤關鍵酶活性和根系活力有重要影響。本研究結果表明，與不施芝麻餅肥和生物質炭的常規施肥對照相比，常規施肥+芝麻餅肥+生物質炭、常規施肥+秸稈覆蓋還田、常規施肥+芝麻餅肥、常規施肥+生物質炭處理均不同程度地提高了生育期內植煙土壤蔗糖酶和土壤脲酶的活性，這與前人的研究相一致，其中以常規施肥+芝麻餅肥+生物質炭、常規施肥+生物質炭處理對提高土壤蔗糖酶和土壤脲酶活性的效果較好。
與常規施肥對照相比，4個處理對土壤過氧化氫酶活性影響不大，在煙苗移栽后30、45 d，4個處理的過氧化氫酶活性和對照相比均無顯著差異；在煙苗移栽后60 d，常規施肥+生物質炭處理的土壤過氧化氫酶活性最大，而常規施肥+芝麻餅肥+生物質炭、常規施肥+秸稈覆蓋還田和常規施肥+芝麻餅肥處理下的土壤過氧化氫酶活性均與常規施肥對照無顯著差異；煙苗移栽后75 d，除了常規施肥+芝麻餅肥處理的酶活性顯著小于常規施肥處理外，其他幾個處理的酶活性均顯著大于常規施肥對照（P
烤煙植株的地上部和地下部生長具有相關性，地上部正常生長發育和形成高品質的煙葉需要有強大的地下根系供給水分和礦質營養，而地下部根系的不斷伸長和增粗也需要地上部葉片經過光合作用制造的有機物運輸到根系。本試驗結果表明，在烤煙處移栽后45～75 d時，此階段是決定煙葉產量和質量的關鍵時期，因此在這一階段中，根系活力迅速增加，以保證為地上部的生長提供充足的水分和礦質營養。分析可得，常規施肥+芝麻餅肥+生物質炭、常規施肥+秸稈覆蓋還田、常規施肥+芝麻餅肥和常規施肥+生物質炭等4個處理的根系活力均與常規施肥對照無顯著差異，但以常規施肥+芝麻餅肥+生物質炭處理對根系活力的提高效果最佳。
因此，在以后的烤煙生產中要注意合理擴充土壤碳庫，以提高土壤酶活性和根系活力，為烤煙生長和特色優質煙葉形成奠定基礎，促進煙區烤煙生產的可持續發展。
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