錳脅迫對(duì)酸性土壤氮素轉(zhuǎn)化及酶活性和甘蔗氮吸收的影響

潘俊臣，劉蕓渟，姚校娟，莫碧霞，唐新蓮

(廣西甘蔗生物學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院，廣西 南寧 530004)

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試赤紅壤采集于廣西大學(xué)農(nóng)學(xué)院試驗(yàn)研究基地，基本理化性質(zhì)為：全氮0.73 g/kg，全磷0.87 g/kg，全鉀2.54 g/kg，銨態(tài)氮38.31 mg/kg，硝態(tài)氮20.95 mg/kg，堿解氮74.06 mg/kg，速效磷110.62 mg/kg，速效鉀134.78 mg/kg，交換態(tài)錳6.83 mg/kg，易還原態(tài)錳27.05 mg/kg，有機(jī)質(zhì)9.87 g/kg，pH 5.18。供試甘蔗品種為中蔗9號(hào)。供試肥料：氮肥為尿素(N 46%)，錳以無(wú)水硫酸錳加入，磷肥為過(guò)磷酸鈣(P2O512%)，鉀肥為氯化鉀(K2O 60%)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 室內(nèi)模擬酸性土壤錳脅迫培養(yǎng)試驗(yàn) 試驗(yàn)設(shè)N1(0.14 g/kg土)和N2(0.28 g/kg土)2個(gè)N水平，-Mn(0 mg/kg土)和+Mn(328.00 mg/kg土)2個(gè)Mn水平，共5個(gè)處理，分別為空白對(duì)照(CK)、N1-Mn處理、N1+Mn處理、N2-Mn處理和N2+Mn處理(其中，N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理均屬于施氮處理，N1-Mn和N2-Mn處理屬于無(wú)錳脅迫處理，N1+Mn和N2+Mn處理屬于錳脅迫處理)。每處理每公斤干土中均加入0.20 g過(guò)磷酸鈣和0.30 g氯化鉀。3次重復(fù)。

采集0～20 cm耕層土壤，自然風(fēng)干后過(guò)18目篩，攪拌均勻后稱取100.00 g裝進(jìn)白色培養(yǎng)瓶中，將土壤水分調(diào)節(jié)至最大田間持水量的40%，將培養(yǎng)瓶蓋好，瓶蓋打6～7個(gè)孔以保障減少土壤水分蒸發(fā)的同時(shí)使其處于好氣環(huán)境。將所有培養(yǎng)瓶置于培養(yǎng)箱中以25 ℃恒溫避光條件預(yù)培養(yǎng)1周后，按上述方案加入N、Mn及磷肥和鉀肥并混和均勻，再將土壤水分調(diào)節(jié)至最大田間持水量的60%后繼續(xù)培養(yǎng)，每隔1 d補(bǔ)充去離子水以維持水分相對(duì)恒定。分別于培養(yǎng)的第0、3、7、10、14、21、28、35、42和49天取樣，當(dāng)天測(cè)定銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量，剩余土壤迅速風(fēng)干保存，用于測(cè)定pH、脲酶、蛋白酶和轉(zhuǎn)化酶活性。

1.2.2 盆栽試驗(yàn) 試驗(yàn)方案同1.2.1。試驗(yàn)在玻璃溫室中進(jìn)行，每盆裝過(guò)5 mm×5 mm篩的風(fēng)干土20.00 kg，并栽培2株甘蔗，于栽培60 d后收獲并取樣分析測(cè)定甘蔗的株高、干物質(zhì)累積量、氮吸收累積量和氮素吸收效率等指標(biāo)。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

參考鮑士旦[20]的方法，采用玻璃電極法測(cè)定土壤pH(水土比為5∶1)，采用0.05 mol/L HCl-0.025 mol/L 1/2 H2SO4法測(cè)定土壤有效磷含量，采用半微量開(kāi)氏法測(cè)定土壤全氮含量，采用1.00 mol/L NH4OAc浸提—火焰光度法測(cè)定速效鉀含量，采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定堿解氮含量，采用2.00 mol/L KCl浸提—靛酚蘭比色法測(cè)定土壤銨態(tài)氮含量，采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)含量，采用1.00 mol/L NH4OAc浸提—AAS法測(cè)定土壤交換態(tài)錳含量，采用對(duì)苯二酚—1.00 mol/L NH4OAc浸提—AAS法測(cè)定土壤易還原態(tài)錳含量；參考苗杰等[21]的雙波長(zhǎng)紫外分光光度計(jì)法測(cè)定土壤硝態(tài)氮含量；參照關(guān)頌蔭[22]的《土壤酶及其研究方法》測(cè)定土壤酶活性：土壤脲酶活性采用苯酚—次氯酸鈉比色法測(cè)定，土壤蛋白酶活性采用Folin-Ciocalteu比色法測(cè)定，土壤轉(zhuǎn)化酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測(cè)定；植物氮含量測(cè)定參照鮑士旦[20]的方法，將植物樣品烘干粉碎后，采用H2SO4-H2O2消解，自動(dòng)定氮儀測(cè)定氮含量。并計(jì)算有關(guān)指標(biāo)。

無(wú)機(jī)氮含量=銨態(tài)氮含量+硝態(tài)氮含量

土壤凈氨化速率=(培養(yǎng)后的銨態(tài)氮濃度-培養(yǎng)前的銨態(tài)氮濃度)/培養(yǎng)時(shí)間

土壤凈硝化速率=(培養(yǎng)后的硝態(tài)氮濃度-培養(yǎng)前的硝態(tài)氮濃度)/培養(yǎng)時(shí)間

土壤凈礦化速率=(培養(yǎng)后的無(wú)機(jī)氮濃度-培養(yǎng)前的無(wú)機(jī)氮濃度)/培養(yǎng)時(shí)間

干物質(zhì)總累積量=地上部干物質(zhì)累積量+根部干物質(zhì)累積量

氮總吸收累積量=地上部氮累積量+根部氮累積量

氮素吸收效率(%)=植株氮素累積總量/土壤速效氮總量×100

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2016進(jìn)行統(tǒng)計(jì)和制圖，以SPSS 24.0和Duncan，s新復(fù)極差法進(jìn)行差異顯著性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 錳脅迫對(duì)酸性土銨態(tài)氮含量和凈氨化速率的影響

由表1可知，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，CK的土壤銨態(tài)氮含量較低且保持相對(duì)穩(wěn)定，而4個(gè)施氮處理的土壤銨態(tài)氮含量均呈先升高后降低的變化趨勢(shì)，并于培養(yǎng)的第7天達(dá)最高值，隨后迅速下降，但N1-Mn和N2-Mn處理的土壤銨態(tài)氮含量下降速度均比N1+Mn和N2+Mn處理快；整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)，4個(gè)施氮處理的土壤銨態(tài)氮含量均顯著高于CK(P<0.05，下同)；N1+Mn和N2+Mn處理與N1-Mn和N2-Mn處理相比，除培養(yǎng)的第0天顯著降低及第3天無(wú)顯著差異外(P>0.05，下同)，第7～49天均顯著提高，至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，CK及N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理的土壤銨態(tài)氮含量分別為24.08、56.72、152.95、75.82和199.66 mg/kg，N1+Mn和N2+Mn處理與N1-Mn和N2-Mn處理相比分別顯著提高169.7%和163.3%。從表1還可看出，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，CK的土壤凈氨化速率較低且保持相對(duì)穩(wěn)定，而4個(gè)施氮處理的凈氨化速率在剛培養(yǎng)時(shí)最高，且顯著高于CK，隨后迅速下降；至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，N1+Mn和N2+Mn處理的凈氨化速率仍顯著高于CK，而N1-Mn和N2-Mn處理與CK無(wú)顯著差異。

表1 錳脅迫對(duì)酸性土銨態(tài)氮含量和凈氨化速率的影響

綜上可知，錳脅迫會(huì)抑制土壤銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化，使土壤中銨態(tài)氮含量和凈氨化速率顯著提高。

2.2 錳脅迫對(duì)酸性土硝態(tài)氮含量及凈硝化速率的影響

表2顯示，在培養(yǎng)的前21 d，各處理的土壤硝態(tài)氮含量均呈先升高后降低的變化趨勢(shì)，培養(yǎng)21 d后4個(gè)施氮處理的土壤硝態(tài)氮含量持續(xù)升高，而CK趨于穩(wěn)定；在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，N1水平中N1-Mn處理的土壤硝態(tài)氮含量與CK相比除第0～3天無(wú)顯著差異外均顯著提高，而N1+Mn處理與CK相比在培養(yǎng)的第0～7天無(wú)顯著差異，第10～28天顯著降低，第35天無(wú)顯著差異，從第42天起顯著提高，N1+Mn處理與N1-Mn處理相比除培養(yǎng)的第0～3天無(wú)明顯差異外均顯著降低，至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，CK及N1-Mn和N1+Mn處理的硝態(tài)氮含量分別為65.55、204.44和107.69 mg/kg，N1+Mn處理與N1-Mn處理相比顯著降低47.3%。N2水平2個(gè)處理的土壤硝態(tài)氮含量變化情況與N1水平相似，但N2+Mn處理的土壤硝態(tài)氮含量從培養(yǎng)的第35天開(kāi)始即顯著高于CK，時(shí)間有所提前；至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，N2-Mn和N2+Mn處理的土壤硝態(tài)氮含量分別為308.43和159.57 mg/kg，N2+Mn處理較N2-Mn處理顯著降低48.3%。

從表2還可看出，各處理的土壤凈硝化速率隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)的變化規(guī)律也呈先升高后降低的變化趨勢(shì)，并于培養(yǎng)的第14天達(dá)峰值，此時(shí)土壤凈硝化速率為5.56～7.47 mg/(kg·d)，處理間表現(xiàn)為N2-Mn處理>N1-Mn處理>CK>N2+Mn處理>N1+Mn處理，且差異顯著；至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，CK及N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理的凈硝化速率分別為0.87、3.71、1.72、5.84和2.80 mg/(kg·d)，其中N1+Mn和N2+Mn處理與N1-Mn和N2-Mn處理相比分別顯著下降53.6%和52.1%。

綜上可見(jiàn)，錳脅迫會(huì)抑制土壤中銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化，使硝化作用顯著減弱，硝態(tài)氮含量及凈硝化速率顯著降低；在培養(yǎng)前期，N1+Mn和N2+Mn處理的硝態(tài)氮含量及凈硝化速率甚至顯著低于CK。

2.3 錳脅迫對(duì)酸性土無(wú)機(jī)氮含量及凈礦化速率的影響

如表3所示，各處理的土壤無(wú)機(jī)氮含量在培養(yǎng)的前21 d均表現(xiàn)為先升高后降低再升高的波動(dòng)性變化，21 d后均趨于穩(wěn)定。其中，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，4個(gè)施氮處理土壤的無(wú)機(jī)氮含量均顯著高于CK；在相同氮水平下，N1+Mn處理土壤的平均無(wú)機(jī)氮含量較N1-Mn處理顯著提高，而N2-Mn處理與N2+Mn處理間無(wú)顯著差異。

表3 錳脅迫對(duì)酸性土無(wú)機(jī)氮含量和凈礦化速率的影響

由表3可知，各處理土壤凈礦化速率隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)的變化規(guī)律表現(xiàn)為在培養(yǎng)的前21 d波動(dòng)變化，21 d后均趨于穩(wěn)定；與CK相比，施氮可顯著提高土壤的凈礦化速率；在同一氮水平下，N1+Mn處理較N1-Mn處理，除培養(yǎng)的第3、21和49天無(wú)顯著差異外均顯著提高，而N2+Mn處理與N2-Mn處理相比，除培養(yǎng)的第3和28天無(wú)顯著差異、第49天顯著降低外均顯著提高；在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，N1+Mn和N2+Mn處理土壤的平均凈礦化速率均顯著高于N1-Mn和N2-Mn處理。

可見(jiàn)，錳脅迫在一定程度上可提高土壤中的無(wú)機(jī)氮總量，導(dǎo)致無(wú)機(jī)氮含量和凈礦化速率顯著提高。

2.4 錳脅迫對(duì)土壤脲酶、轉(zhuǎn)化酶和蛋白酶活性及pH的影響

由表4可知，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，CK的土壤脲酶活性波動(dòng)較小，最大值出現(xiàn)在培養(yǎng)的第10天，而4個(gè)施氮處理的土壤脲酶活性均呈先升高后降低再升高的變化趨勢(shì)，最大值分別在第21、28、7和35天出現(xiàn)，表現(xiàn)為N1-Mn處理>N2-Mn處理>N2+Mn處理>CK>N1+Mn處理；在整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)，N1-Mn處理的土壤脲酶活性與CK相比除第0～7天無(wú)顯著差異外，第14～28天顯著提高，第10、35和49天顯著降低；N1+Mn處理與CK相比，除第7、21、28和42天無(wú)顯著差異外其余均顯著降低；N2-Mn處理與CK相比，除第0～3天無(wú)顯著差異外，第7～28天顯著提高，第35～49天顯著降低；N2+Mn處理與CK相比，除第7～21天無(wú)顯著差異外，第28和35天顯著提高，第0、3、42和49天顯著降低；在同一氮水平下，N1+Mn與N1-Mn處理相比，除第7、10、35和42天無(wú)顯著差異外，其余均顯著降低；N2+Mn與N2-Mn處理相比，除第35天顯著提高、第42和第49天無(wú)顯著差異外均顯著降低；CK及N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理的平均土壤脲酶活性分別為0.38、0.41、0.30、0.41和0.34 mg/(g·d)，其中，N1-Mn和N2-Mn處理與CK無(wú)顯著差異，N1+Mn和N2+Mn處理較CK顯著降低；N1+Mn處理較N1-Mn處理顯著降低26.8%，N2+Mn處理較N2-Mn處理顯著降低17.1%。

從表4還可看出，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)，CK及N1-Mn和N2-Mn處理的土壤轉(zhuǎn)化酶活性呈波動(dòng)性變化，但變幅較小，而N1+Mn和N2+Mn處理的土壤轉(zhuǎn)化酶活性呈現(xiàn)培養(yǎng)初始和結(jié)束時(shí)高、中間降低保持相對(duì)平穩(wěn)的變化趨勢(shì)；CK及N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理的平均土壤轉(zhuǎn)化酶活性分別為0.61、0.53、1.32、0.67和1.39 mg/(g·d)，相互間差異顯著，且表現(xiàn)為N2+Mn處理>N1+Mn處理>N2-Mn處理>CK>N1-Mn處理；N1+Mn和N2+Mn處理的土壤轉(zhuǎn)化酶活性在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)均顯著高于N1-Mn和N2-Mn處理，平均轉(zhuǎn)化酶活性分別較N1-Mn和N2-Mn處理顯著提高149.1%和107.5%。

表4 錳脅迫對(duì)酸性土脲酶和蛋白酶活性的影響

表5顯示，各處理的土壤蛋白酶活性均隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)呈先降低后升高再降低的波動(dòng)性變化趨勢(shì)。其中，在整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)，雖然各處理間存在一定差異，但平均蛋白酶活性間差異均不顯著。由表5可知，在49 d的培養(yǎng)期內(nèi)各處理土壤的pH變化均呈先升高后降低的變化趨勢(shì)，在培養(yǎng)至第7～14天時(shí)達(dá)最大值，而后在第14～49天呈下降趨勢(shì)；在培養(yǎng)的第0～21天，N1+Mn和N2+Mn處理的pH低于N1-Mn和N2-Mn處理，而在第28～49天則相反，N1+Mn和N2+Mn處理的pH高于N1-Mn和N2-Mn處理；在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，各處理的pH均低于培養(yǎng)初始時(shí)，其中，CK的pH下降0.17，N1-Mn、N1+Mn、N2-Mn和N2+Mn處理的pH分別下降1.01、0.26、1.56和0.53，且4個(gè)施氮處理的土壤pH均低于CK，N1+Mn和N2+Mn處理分別比N1-Mn和N2-Mn處理提高0.19和0.55。

表5 錳脅迫對(duì)酸性土蛋白酶活性的影響

綜上可知，錳脅迫對(duì)不同土壤酶活性的影響存在差異，其中，可顯著降低土壤脲酶活性，顯著提高土壤轉(zhuǎn)化酶活性，而對(duì)土壤蛋白酶活性無(wú)明顯影響；在培養(yǎng)初期，錳脅迫會(huì)降低土壤的pH，但隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，錳脅迫土壤的pH提高。

2.5 錳脅迫下酸性土氮素、pH和土壤酶活性的相關(guān)分析

相關(guān)分析結(jié)果(表6)表明，土壤脲酶活性與土壤銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(guān)，與pH呈極顯著正相關(guān)(P<0.01，下同)；土壤蛋白酶活性與土壤銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(guān)，與pH呈極顯著正相關(guān)，與土壤硝化速率呈顯著負(fù)相關(guān)，與硝態(tài)氮含量呈極顯著負(fù)相關(guān)；而土壤轉(zhuǎn)化酶活性與土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、無(wú)機(jī)氮含量、土壤氨化速率、硝化速率、礦化速率和土壤pH均無(wú)顯著相關(guān)性。說(shuō)明不同土壤酶活性與土壤氮素轉(zhuǎn)化間存在一定的關(guān)系，但關(guān)聯(lián)程度不同。

表6 錳脅迫下酸性土氮素、pH和土壤酶活性的相關(guān)分析結(jié)果

2.6 錳脅迫對(duì)甘蔗生長(zhǎng)和氮素吸收利用的影響

由表7可知，N1+Mn和N2+Mn處理甘蔗的株高和干物質(zhì)總累積量均顯著低于CK及N1-Mn和N2-Mn處理，其中，N1+Mn處理甘蔗的株高較N1-Mn處理和CK分別下降29.0%和24.5%，N2+Mn處理甘蔗的株高較N2-Mn處理和CK分別下降26.8%和20.0%；N1+Mn和N2+Mn處理甘蔗的干物質(zhì)總累積量顯著低于N1-Mn和N2-Mn處理，其中，N1+Mn處理較N1-Mn處理下降54.4%(地上部下降56.3%，根部下降28.1%)，N2+Mn處理較N2-Mn處理下降43.5%(地上部下降43.7%，根部下降42.7%)。可見(jiàn)，土壤錳脅迫使得甘蔗生長(zhǎng)受阻，干物質(zhì)積累量顯著降低，且對(duì)植株地上部的影響大于根部。

從表7還可看出，N1+Mn和N2+Mn處理甘蔗的氮素累積量均顯著低于N1-Mn和N2-Mn處理，其中，N1+Mn處理甘蔗地上部、根部和全株的氮素積累總量分別較N1-Mn處理降低53.4%、42.0%和53.0%，N2+Mn處理較N2-Mn處理分別降低47.3%、50.4%和47.4%；N1+Mn和N2+Mn處理的氮素吸收效率分別較N1-Mn和N2-Mn處理顯著降低57.4%和53.3%，也明顯低于CK。可見(jiàn)，錳脅迫可抑制甘蔗對(duì)土壤氮素的吸收和利用。

表7 錳脅迫對(duì)甘蔗株高、干物質(zhì)累積量和氮素吸收利用的影響

3 討 論

土壤生化活動(dòng)都是在土壤酶的作用下進(jìn)行，而土壤酶活性受多種因素影響。重金屬污染是土壤污染的重點(diǎn)之一，與土壤酶活性關(guān)系密切，但不同種類(lèi)酶受重金屬污染的影響存在差異[16]。已有研究表明，當(dāng)土壤中Cr、As、Cu、Pb和Zn等重金屬濃度達(dá)到一定程度時(shí)會(huì)抑制土壤脲酶活性[31-33]，其原因是重金屬結(jié)合了脲酶的活性部位并生成穩(wěn)定的絡(luò)合物[34]。本研究發(fā)現(xiàn)，錳脅迫的土壤脲酶活性顯著降低，與Tabatabai[15]的研究結(jié)果相似，表明錳作為重金屬元素之一，在其脅迫下土壤中的錳也可能結(jié)合了脲酶的活性部位并生成穩(wěn)定的絡(luò)合物，使其活性受到抑制；而錳脅迫對(duì)土壤蛋白酶活性無(wú)顯著影響，與Todorov等[35]研究發(fā)現(xiàn)重金屬Pb對(duì)蛋白酶活性沒(méi)有影響，Chander和Brookes[36]研究認(rèn)為銅與脫氫酶活性間關(guān)系不密切，脫氫酶不能表征土壤銅污染程度的結(jié)果相似，說(shuō)明土壤蛋白酶對(duì)錳脅迫有一定的耐受性，此耐受性可能與土壤錳濃度或土壤中能影響蛋白酶活性的某種錳形態(tài)含量過(guò)低有關(guān)，也有跟錳與土壤蛋白酶間沒(méi)有專一對(duì)應(yīng)關(guān)系有關(guān)[37]。本研究中，錳脅迫可顯著提高土壤轉(zhuǎn)化酶活性，與Wang等[37]研究認(rèn)為As脅迫下土壤轉(zhuǎn)化酶活性無(wú)顯著變化的結(jié)果存在差異，可能是因?yàn)橥寥擂D(zhuǎn)化酶作為一種蛋白質(zhì)需要一定量的某種重金屬離子作為輔基，而一定濃度錳的加入能促進(jìn)其活性中心與底物配位結(jié)合，使酶分子及其活性中心保持一定的專性結(jié)構(gòu)，從而改變酶催化反應(yīng)的平衡性質(zhì)和酶蛋白的表面電荷，增強(qiáng)酶活性，即錳對(duì)土壤轉(zhuǎn)化酶具有激活作用。本研究相關(guān)分析結(jié)果表明，土壤脲酶活性與土壤銨態(tài)氮含量和pH呈顯著或極顯著正相關(guān)，土壤蛋白酶活性與土壤銨態(tài)氮含量呈顯著正相關(guān)，與土壤硝態(tài)氮含量和硝化速率呈顯著或極顯著負(fù)相關(guān)，說(shuō)明錳脅迫可通過(guò)改變土壤酶活性，進(jìn)而影響土壤氮素轉(zhuǎn)化。

4 結(jié) 論

錳脅迫能抑制酸性土壤的硝化作用，減少銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化，使土壤銨態(tài)氮含量及氨化速率升高，硝態(tài)氮含量及凈硝化速率降低，并提高土壤凈礦化速率，同時(shí)使土壤脲酶活性降低，土壤轉(zhuǎn)化酶活性升高，從而減少酸性土壤中甘蔗可利用氮的含量及比例，使甘蔗對(duì)氮的吸收利用減少。