增氧处理对稻田土壤微生物量碳、氮和酶活性的影响
时间：2022-12-04 11:15:25 来源：柠檬阅读网 本文已影响 人 
张露 吴龙龙 黄晶 田仓, 2 祈军 张均华 曹小闯 朱春权 孔亚丽 金千瑜 朱练峰,*
增氧处理对稻田土壤微生物量碳、氮和酶活性的影响
张露1吴龙龙1黄晶1田仓1, 2祈军3张均华1曹小闯1朱春权1孔亚丽1金千瑜1朱练峰1,*
(1中国水稻研究所 水稻生物学国家重点实验室，杭州 311401；
2长江大学 农学院 湿地生态与农业利用教育部工程，湖北 荆州 434025；
3新疆生产建设兵团第四师农业科学研究所，新疆 831304；
*通信联系人，E-mail：zlfnj@163.com)
【目的】探讨增氧方式对稻田土壤微生物量碳、氮和土壤酶活性的影响。【方法】以中旱221(旱稻)、中浙优8号(水稻)和IR45765-3B(深水稻)为材料，研究微纳米气泡水增氧灌溉、干湿交替灌溉、淹水灌溉对稻田土壤微生物量碳、氮，土壤氮代谢作用强度和土壤氮素转化相关酶活性的影响。【结果】微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉可以显著提高稻田土壤微生物生物量碳、氮，中旱221、中浙优8号和IR45765-3B的增氧处理较淹水灌溉处理微生物生物量碳、氮分别增加了30.0%～46.1%和7.1%～92.1%，并且增氧处理降低了3个水稻品种的微生物量碳氮比；
与淹水灌溉相比，微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉有助于提高稻田土壤脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶、蛋白酶、羟胺还原酶活性，降低硝酸还原酶活性和亚硝酸还原酶活性。【结论】微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉改善稻田土壤的氧化特性，提高土壤酶活性、微生物量碳、氮和硝化强度，有助于改善土壤环境和肥力状况，协调了C、N代谢的平衡。
土壤；
增氧灌溉；
微生物生物量；
氮循环强度；
氮素转化相关酶
土壤是水稻生长发育的载体，其水分、养分含量以及土壤酶活性等影响根系生长[1]，稻田土壤通气情况也是影响水稻生长发育的关键因子[2]。根际长期缺氧会导致水稻能量代谢受阻，影响水稻对氮素的吸收和利用[3]，长期淹水的低氧环境还会导致土壤还原性有毒物质Fe2+、Mn2+和 H2S等积累及土壤有效养分偏低等，影响水稻产量[4]，并且灌溉稻田中整个系统的反硝化作用以及氨挥发会导致土壤中氮肥流失加速，水稻氮肥吸收利用率降低[5]。
土壤微生物生物量碳、氮是土壤活性养分的储存库和植物生长可利用养分的重要来源，可以反映土壤同化和矿化能力，是土壤酶活性的标志[6]。土壤酶由微生物与作物根系等共同作用而产生，也是土壤最重要活性成分之一[7]，根系分泌的化学物质会对土壤酶活性产生刺激作用，分泌物浓度越高，酶活性也越高[8]，在一定程度上可反映作物对养分的吸收利用与生长发育状况，是土壤肥力评价的重要指标之一[6]。
土壤溶解氧浓度会影响土壤氮循环功能、微生物丰度、群落结构和活性，调控土壤氮转化的过程，同时可以诱导水稻根系建成和活性改变，进而影响水稻对氮素的吸收和利用[9-10]。增氧灌溉可以提高水稻根系的生长以及促进氮素的吸收和利用，“以氧促氮”对于改善水稻根际环境和氮素利用具有重要的作用[2]。有研究表明，微纳米气泡增氧灌溉可以提高灌溉水体的溶解氧含量来优化作物根际的氧气状况，从而促进作物生长发育，实现增产增收[11]；
增氧剂可提高水稻根际溶解氧含量，缓解根部缺氧[3]；
干湿交替可以改变土壤理化性质，增强土壤的矿化作用，减少氮素的转移、损失等，并且干湿交替过程为硝化和反硝化作用提供了不同的氧气条件，使得硝化和反硝化作用交替进行。土壤氧化还原状况不断发生变化也改变了微生物的活性和群落结构[12]。
干湿交替灌溉、起垄栽培和好氧灌溉等耦合氮肥运筹，可通过调控根际氮形态、微生物群落结构和氮吸收转化等减少稻田氮素径流损失[13]。增氧灌溉影响着稻田土壤酶活性和微生物量碳氮[6, 14]，而关于不同增氧灌溉模式对不同水稻品种稻田土壤微生物生物量和土壤酶活性的研究较少。本研究探讨了不同增氧灌溉模式对不同水稻品种土壤酶活性、微生物量碳、氮以及氮转化过程强度的影响，旨在为改善水稻根际生态和肥力状况提供理论和科学依据。
1.1 试验地点和供试材料
试验于2020年在浙江省杭州市富阳区中国水稻研究所试验基地网室进行，以中旱221(旱稻)、中浙优8号(水稻)和IR45765-3B(深水稻)为研究对象。试验田土壤基础肥力为有机质25.67 g/kg，全氮2.13 g/kg，碱解氮158.32 mg/kg，速效磷18.35 mg/kg，速效钾125.33 mg/kg，pH值为6.54。
1.2 试验设计
试验采用裂区设计，主处理为微纳米气泡水增氧灌溉(T1)、干湿交替灌溉(T2)和淹水灌溉(T3)3个不同土壤氧调控处理，副处理为3个水稻品种。小区面积3.2 m2，3次重复。微纳米气泡水增氧灌溉处理(T1)，全生育期使用经过微纳米气泡发生器(型号 MBO75-ZS，上海亘辉水处理技术有限公司)进行增氧处理的水灌溉[9, 15]；
干湿交替灌溉处理(T2)，除移栽至返青田间保持浅水层(3～5 cm)外，其余时期采用干湿交替灌溉，每次灌水待自然落干至表土微裂再灌水，如此循环；
淹水灌溉处理(T3)，在水稻全生育期内保持淹水状态，灌溉水为未处理的普通水。三个水稻品种均于2020年5月20日播种，20 d秧龄移栽，移栽规格为23 cm × 15 cm，每穴单本种植，中旱221于2020年9月24日成熟期取样，中浙优8号和IR45765-3B于9月30日成熟期取样。氮肥为尿素(含N 46%，165 kg/hm2)，按基肥、分蘖肥、穗肥质量比5∶3∶2施用，基肥在移栽前2 d施用，分蘖肥在移栽后7 d施用，穗肥于孕穗始期施用。磷肥为过磷酸钙(含P2O513.5%，90 kg/hm2)，全部作基肥施用。钾肥为氯化钾(含K2O 60%，150 kg/hm2)，按基肥、穗肥质量比1∶1施用。其余田间农事管理同当地一般高产栽培管理措施。
1.3 测定项目与方法
试验于水稻成熟期采集根际土壤样品，每个小区随机5点取样混匀，立即置于液氮中带回实验室冷冻保存，用于测定土壤微生物量碳、氮和土壤酶活性。
1.3.1 氧化还原电位
土壤氧化还原电位(Eh)采用白金氧化还原电极(InLab Redox，上海梅特勒-托利多公司)进行测定。分别在各水稻品种移栽期、分蘖期、分蘖盛期、齐穗期、灌浆期、成熟期上午8:00－12:00选取各小区中心区域8个点进行测定，取平均值。每次将电极探头直接插到植株根部周围5～8 cm土壤深度[9]。
1.3.2 土壤微生物量碳氮
土壤经氯仿熏蒸处理，通过测定浸提液中碳氮含量计算土壤微生物生物量碳、氮[16]。
1.3.3 土壤氮循环过程强度
采用悬浮液培养法测定土壤硝化强度，厌氧泥浆培养法测定土壤反硝化强度，氯酸盐抑制法测定土壤氨氧化势[16]。
1.3.4 土壤酶活性
采用靛酚蓝比色法测定土壤脲酶活性[17]；
采用茚三酮比色法测定土壤蛋白酶活性；
采用高锰酸钾滴定法测定土壤过氧化氢酶活性[17]；
采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定土壤蔗糖酶活性[17]；
羟胺还原酶活性用硫酸亚铁邻菲罗啉法测定，硝酸还原酶活性用酚二磺酸比色法测定，亚硝酸还原酶活性用格里试剂显色与酶促反应前后NO2–-N变化表示[16]。
1.4 数据处理
数据采用Microsoft Excel 进行整理，用IBM SPSS 23数据分析软件进行统计分析，并用Origin 2018和Excel绘图工具进行绘图。各处理的比较采用最小显著差数法(Least Significant Difference，LSD)。
2.1 灌溉方式对氧化还原电位的影响
由图1可以看出，随生育期的推进，稻田土壤氧化还原电位(Eh)总体呈现出先降低后上升的趋势，且均为负值，说明稻田处于还原状态。从移栽期到齐穗期，中旱221、中浙优8号和IR45765-3B各处理间稻田土壤Eh大幅度下降，分别降低了69.8 mV、75.9 mV和55.7 mV。在移栽期，中旱221、中浙优8号和IR45765-3B所有处理差异不显著，在其他5个生育时期，微纳气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉稻田土壤Eh均高于淹水灌溉，并且与淹水灌溉相比，中旱221、中浙优8号和IR45765-3B增氧灌溉处理稻田Eh平均提高26.3 mV、28.1 mV和31.7 mV。说明增氧灌溉有助于改善稻田土壤通气状况，提高稻田土壤Eh。
2.2 灌溉方式对土壤微生物生物量碳、氮的影响
土壤微生物生物量是土壤有机成分的不稳定部分，土壤微生物参与土壤的氧化过程、硝化过程和氮固定过程，完成土壤有机质的降解和营养物质的转化，是植物有效养分的重要来源[18, 19]。如表1所示，微纳米气泡水增氧灌溉(T1)和干湿交替灌溉(T2)可以显著提高稻田土壤微生物生物量碳、氮。与淹水灌溉(T3)相比，三个水稻品种在增氧处理下微生物量碳、氮分别增加了30.0%～46.1%和7.1%～92.1%，且不同品种的土壤微生物生物量碳、氮含量为中旱221>中浙优8号>IR45765-3B。不同的灌溉方式对土壤微生物量碳氮比的影响不同，不同品种的微生物量碳氮比在T3处理下最高。中旱221的T1和T2处理间的微生物量碳氮比有显著差异，T1和T2处理的土壤微生物量碳氮比分别比T3处理降低了23.3%、12.5%。中浙优8号各处理间微生物量碳氮比之间没有显著差异。IR45765-3B的T1和T2处理间没有显著差异，土壤微生物量碳氮比比T3处理降低了7.1%。结果表明，增氧灌溉可以降低稻田土壤微生物量碳氮比，改变稻田土壤中微生物量群落结构。
T1－微纳米气泡水增氧灌溉；
T2－干湿交替灌溉；
T3－淹水灌溉；
TP－移栽期；
TS－分蘖期；
ATS－分蘖盛期；
FHS－齐穗期；
FS－灌浆期；
MS－成熟期；
图中数值为平均值±标准偏差（n=3）。
Fig. 1. Effects of different oxygenated irrigation patterns on paddy redox potential.
2.3 灌溉方式对水稻土壤氨氧化作用、硝化作用和反硝化作用的影响
氨氧化作用、硝化作用和反硝化作用等与土壤氮素循环相关。从图2可以看出，氮循环过程强度受到增氧灌溉的显著影响。硝化作用是一个好氧过程，是氮循环的中心环节，连接固氮作用、氨化作用及反硝化作用，影响着氮素的吸收和利用[20]。氨氧化作用将铵态氮转化为亚硝态氮，是硝化作用过程中的限速步骤，氨氧化潜势是反映土壤微生物氨氧化作用的指标，是硝化作用的第一步也是限速步骤[16]。增氧灌溉可以显著提高水稻土壤硝化强度和氨氧化速率，中旱221和IR45765-3B的T1、T2处理间硝化强度无显著差异，且T1比T3处理硝化强度分别高37%、46%，中浙优8号三个处理间硝化强度差异显著，中浙优8号T1、T2处理分别比T3处理硝化强度高30.1%、38.6%。三个水稻品种的氨氧化速率不同，增氧处理显著提高了稻田土壤氨氧化速率，与淹水灌溉相比，三个水稻品种增氧处理下氨氧化速率增加了11.4%～24.1%。不同的灌溉方式显著影响土壤反硝化强度，淹水灌溉处理下反硝化强度最高，不同水稻品种灌溉方式对反硝化强度的响应各不相同，中旱221反硝化强度为T3处理>T2处理>T1处理，T3处理分别比T1、T2处理反硝化强度高30.0%、16.4%；
中浙优8号T1和T2处理间没有显著差异，T3处理比T1和T2处理高了19.0%～20.4%；
R45765-3B的反硝化强度为T3处理>T2处理>T1处理，T3处理分别比T1、T2处理反硝化强度高16.1%、20.8%。
表1 不同增氧灌溉模式对稻田土壤微生物量碳、氮的影响
T1－微纳米气泡水增氧灌溉；
T2－干湿交替灌溉；
T3－淹水灌溉；
V－品种；
W－灌溉方式；
表中数值为平均值±标准偏差（=4）；
同列标以不同字母表示在0.05 水平上差异显著(LSD)。*，**分别表示在0.05和0.01水平上差异显著。下同。
T1, Micro-nano bubble water aerobic irrigation; T2, Alternate dry and wet irrigation; T3, Water-logging irrigation; V, Variety; W, Irrigation method; Values are mean ± standard deviation(=4); Values within a column followed by different letters are significantly different at<0.05(LSD). *,<0.05; **,<0.01. ns represents non-significant difference. The same as below.
表2 不同增氧灌溉模式对稻田土壤有机氮转化相关酶活性的影响
图2 不同增氧灌溉模式对稻田土壤硝化作用强度、氨氧化速率和反硝化作用强度的影响
Fig. 2. Effects of different oxygenation irrigation modes on soil nitrification intensity, ammonia oxidation rate and denitrification intensity in paddy field.
2.4 增氧灌溉对土壤氮素转化相关酶活性的影响
2.4.1 有机氮转化相关酶活性
土壤酶是具有生物化学催化活性的物质，主要来源于土壤微生物，在催化有机质分解和养分循环所必须的反应中有着至关重要的作用，是微生物活性和土壤肥力的指标，也是表征土壤碳氮矿化过程强度的重要指标[18-19]。如表2所示，各处理对稻田土壤脲酶活性影响有所差异，增氧处理可以显著提高土壤脲酶活性。中旱221不同灌溉方式下脲酶活性差异显著，中旱221品种T1、T2处理比T3处理脲酶活性分别提高了15.8%、23.7%；
中浙优8号和IR45765-3B品种的T1和T2处理间脲酶活性差异不显著，中浙优8号和IR45765-3B品种T1和T2处理较T3处理脲酶活性分别提高了18.6%～22.2%、17.5%～22.4%。由于有机氮的矿化作用受到碳源的影响，所以测定稻田土壤蔗糖酶活性，以此来表征碳源的供应情况。土壤蔗糖酶活性受到稻田土壤氧供应的显著影响，不同增氧灌溉均可以提高稻田土壤蔗糖酶活性，不同处理之间蔗糖酶活性变化趋势与脲酶活性变化趋势大致相同。与淹水灌溉相比，三个水稻品种在增氧处理下稻田土壤蔗糖酶活性提高了29.0%～40.1%。生物呼吸过程和有机物的生物化学氧化反应产生的过氧化氢对生物和土壤均有一定毒害作用，而土壤中的过氧化氢酶则能酶促过氧化氢分解为水和氧气，从而减少或解除过氧化氢的毒害作用[21]。增氧处理可以显著提高稻田土壤过氧化氢酶活性，中旱221在不同处理下稻田土壤过氧化氢酶活性差异显著，中旱221品种T1、T2处理比T3处理过氧化氢酶活性分别提高了16.1%、9.6%，中浙优8号和IR45765-3B品种T1和T2处理间过氧化氢酶活性差异不显著，中浙优8号和IR45765-3B品种T1和T2处理比T3处理过氧化氢酶活性平均增加11.9%、18.8%。土壤蛋白酶是一种能将大分子有机氮化合物水解成小分子有机氮或多肽的裂解酶，它在有机氮的转化中处于最前端，对有机氮矿化具有重要的作用[6]。中旱221和中浙优8号两个水稻品种不同处理间酶活性差异不显著，IR45765-3B品种增氧处理显著提高蛋白酶活性，IR45765-3B品种T1和T2处理间蛋白酶活性没有显著差异。分析表明，增氧处理可以提高稻田土壤有机氮转化相关酶活性。
表3 不同增氧模式对稻田土壤硝化-反硝化关键酶活性的影响
2.4.2 硝化-反硝化关键酶活性
不同处理对中旱221、中浙优8号和IR45765- 3B羟胺还原酶活性影响各不相同，中旱221羟胺还原酶活性为T2处理>T1处理>T3处理，不同处理间羟胺还原酶活性差异显著；
中浙优8号T1和T2处理间羟胺还原酶活性差异不显著，T1和T2处理与T3处理羟胺还原酶活性差异显著，中浙优8号的T1和T2比T3处理的羟胺还原酶活性高5.5%～10.8%；
IR45765-3B各处理间羟胺还原酶活性差异不显著。硝酸还原酶和亚硝酸还原酶是反硝化过程中的主导酶，其中亚硝酸还原酶诱导亚硝酸还原成一氧化氮的反应是将硝酸还原成气体的第一步[22]。增氧灌溉显著影响硝酸还原酶和亚硝酸还原酶活性，三个水稻不同处理下硝酸还原酶活性差异显著，硝酸还原酶活性均为T3处理>T2处理>T1处理，中旱221品种的T1、T2处理比T3处理硝酸还原酶酶活性分别低49.0%、43.0%；
中浙优8号品种T1、T2处理比T3处理低28.5%、18.8%；
IR45765-3B品种T1、T2处理比T3处理低30.4%、11.6%。三个水稻品种亚硝酸还原酶活性为IR45765-3B>中浙优8号>中旱221，淹水灌溉明显增加中旱221、中浙优8号和IR45765-3B的亚硝酸还原酶活性，且中旱221、中浙优8号和IR45765-3B品种淹水灌溉比增氧灌溉处理下硝酸还原酶活性分别高24.7%、27.3%和18.4%。
土壤微生物是土壤中最活跃的生物体，是土壤重要的组成部分。它不仅可以参与土壤有机物质的转化与分解、土壤形成、养分释放和肥力固定，还能对受污染的土壤进行修复，对改善土壤质量和实现土壤的可持续利用起重要作用[23]。土壤微生物与土壤肥力的演变和营养元素的转化有着重要的关系，是土壤养分的重要储存库和植物养分的重要来源[16]。控制灌溉可以显著提高稻田土壤的微生物量碳、氮[6]，微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉处理下土壤微生物生物量碳、氮的含量显著增加，这与前人研究结果一致。土壤酶活性增加，土壤微生物的数量和活性就越高，水稻生长越好，其根系分泌物就越多，就能为微生物的增殖提供更多可利用的碳、氮[24]，微生物的数量和活性增加就能固持更多的氮素，减少氮素的损失[25]，所以它们常作为土壤对环境响应的重要指示指标。土壤微生物是土壤中养分循环和物质转化的驱动者，土壤微生物生物量碳、氮被认为是土壤活性养分的储存库和植物生长可利用养分的重要来源，反映土壤同化和矿化能力，是土壤活性的标志[6]。微纳米气泡水和干湿交替可以有效改变稻田土壤的通气状况，为土壤微生物提供了良好的生活环境，在淹水灌溉下，土壤含水量增加，氧含量降低，限制了土壤微生物的繁殖。
土壤氮素是土壤肥力中最活跃的因素，其转化过程与氮素可利用性密切相关[26]。土壤氮素转化微生物(包括土壤氨化细菌、硝化细菌、亚硝化细菌及反硝化细菌等)和酶(脲酶、蛋白酶等)在土壤氮素转化过程中起主导作用，参与土壤氮素转化和循环的各个环节，既是土壤有机质分解和矿质元素转化的参与者，也是土壤有效养分的活性库[5, 27]。因此，研究土壤微生物驱动的氮素转化过程及其机制，可为定向调控土壤氮素转化过程，提高氮素利用效率和减少其负面效应提供科学依据[23]。氨氧化作用将铵态氮转化为亚硝态氮，是硝化作用过程中的限速步骤，氨氧化潜势是反映土壤微生物氨氧化作用的指标，是硝化作用的第一步反应，也是限速步骤[16]。氮素施用后在脲酶、微生物等作用下被分解，各形态氮迁移转化受土壤吸附、生物固定、挥发损失、硝化作用等过程影响，并且稻田硝化作用受到根际水分含量和溶氧量的影响[20]。微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉处理增加水稻根际氧浓度和氧化还原电位，土壤微生物群落发生改变，好氧微生物活性增加[28]，硝化强度增强及氨氧化速率增加。反硝化细菌是产生含氮气体化合物的微生物，是导致厌氧土壤氮素损失的主要原因，在硝酸还原酶和亚硝酸还原酶及羟氨还原酶的作用下，土壤中硝态氮还原为氨，因此，它们的活性可以反映土壤氮素转化作用的强弱[22]。本研究表明，在淹水灌溉处理下，水稻各生育期保持淹水状态，根际氧浓度低，稻田土壤反硝化强度增加。反硝化作用所产生的N2O不但是稻田气态氮损失的重要途径，也是一种很重要的温室气体，降低稻田反硝化作用对降低N2O排放有极为重要的意义[29]。因此，通过适宜的水分管理改善根系氮素、溶氧量状况，可能会降低甲烷细菌、反硝化细菌等厌氧微生物的数量和活性，减少 CH4、N2O 等温室气体的生成，减少氮素的损失[28]。
土壤酶是一种能够催化微生物、动植物残体在土壤中分解或者活化的生物活性物质，是土壤组分中最活跃的有机成分之一[30]。土壤酶直接参与了土壤养分的转化过程，对环境或管理因素的变化较敏感，具有时效性，因此，土壤酶活性可以反映土壤养分转化[31]。土壤酶活性是物质交换和能量流动中最活跃的生物活性物质，可以直接参与土壤中各种生物化学过程，其活性可以间接地反映氮、磷等养分的转化与供给状况[32]，可以作为衡量土壤肥力的一个重要指标[33]。其中土壤过氧化氢酶、脲酶、蔗糖酶等关键酶的共同作用促进了作物根系的发育，而根系是作物吸收养分、水分和合成某些内源激素的重要器官，其发育状况与产量密切相关[34]。脲酶是土壤中主要的水解酶类之一，对尿素在土壤中的水解及作物对尿素氮的利用有重大的影响，脲酶活性可以反映土壤有机氮向有效氮的转化能力和土壤无机氮供应能力[1]；
过氧化氢酶活性在一定程度上可以表征土壤生物氧化过程的强弱[35]，土壤蛋白酶活性能显著影响氮素的供应水平，蛋白酶活性越高，就越可能矿化更多的有机氮，就能获得更多的可利用氮素[16]，硝酸还原酶和亚硝酸还原酶是反硝化过程的2种主要主导酶，其中由亚硝酸还原酶诱导，将亚硝酸还原成一氧化氮的反应是将硝酸还原成气体第一步[22]。总之，土壤酶活性关系到土壤养分的供给和氮素的利用效率。徐国伟等研究表明，干湿交替灌溉下，土壤脲酶、过氧化氢酶、蔗糖酶活性及微生物数量明显增加[14]。本研究表明，增氧灌溉显著影响土壤酶的活性。微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉处理有机氮转化相关酶(土壤脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶、蛋白酶)活性都不同程度增加；
硝化-反硝化过程关键酶在增氧灌溉下显著增加，而降低了反硝化过程中硝酸还原酶和亚硝酸还原酶活性。土壤中能被水稻直接有效吸收利用的养分被认为是有效养分，土壤养分的有效化过程与土壤酶的种类与活性有关。增氧灌溉下改变了无机氮的形态含量，促进水稻根系对氮素的吸收和转化，其次增氧灌溉增加了稻田土壤的通透性，有利于土壤微生物的有氧呼吸及生长，有利于土壤酶活性的提高及维持。增氧灌溉为土壤脲酶的酶促反应提供了大量的基质，刺激了土壤脲酶活性，促使其活性增强，同时氮肥施用改善土壤微生物的氮素营养，促进其繁殖并向土壤中分泌更多的脲酶，增氧灌溉有效改善土壤环境，有利于土壤微生物生长，土壤脲酶活性相应提高。生物呼吸过程和有机物的生物化学氧化反应产生的过氧化氢对生物和土壤均有一定毒害作用，而土壤中的过氧化氢酶促使过氧化氢分解为水和氧气，从而减少或解除过氧化氢的毒害作用[6]。土壤酶与土壤微生物具有密切关系，其活性代表了土壤生物活性和土壤生化反应强度，在一定程度上可反映作物对养分的吸收利用与生长发育状况，是土壤肥力评价的重要指标之一。研究表明，土壤微生物量与土壤酶活性较其他土壤性质更迅速地响应水肥管理、种植模式以及土地利用方式的变化[36]。本研究表明增氧灌溉有助于过氧化氢酶催化过氧化氢反应生成水和氧气在细胞内而起到解毒作用，从而改善土壤环境，促进水稻增产。
水稻根际环境在不同的灌溉模式下存在明显差异，微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉增加了稻田土壤脲酶、蔗糖酶、过氧化氢酶、蛋白酶、羟胺还原酶、微生物量碳、氮及硝化强度和氨氧化速率，降低了硝酸还原酶活性和亚硝酸还原酶活性、微生物量碳氮比值及反硝化强度。通过增氧灌溉(微纳米气泡水增氧灌溉和干湿交替灌溉)可以增加稻田土壤的根际氧浓度，提高了土壤透气性，创造良好的根际环境，改变水稻氮素形态，增加土壤的酶活性和微生物量碳氮，并且硝化强度增强，改善土壤环境和肥力状况，有利于微生物生长。协调C、N代谢的平衡，促进稻田氮素迁移转化，减少各种形式的损失，是提高水稻对氮素的吸收和利用效率以及稻田氮素利用率的有效途径。
[1] 姚槐应, 黄昌勇. 土壤微生物生态学及其实验技术[M]. 北京: 科学出版社, 2007.
Yao H Y, Huang C Y. Soil Microbial Ecology and Its Experimental Technology[M]. Beijing: Science Press, 2007. (in Chinese with English abstract)
[2] 赵锋, 徐春梅, 张卫建, 章秀福, 程建平, 王丹英. 根际溶氧量与氮素形态对水稻根系特征及氮素积累的影响[J]. 中国水稻科学, 2011, 25(2): 195-200.
Zhao F, Xu C M, Zhang W J, Zhang X F, Wang D Y. Effects of rhizosphere dissolved oxygen and nitrogen form on root characteristics and nitrogen accumulation of rice[J].2011, 25(2): 195-200. (in Chinese with English abstract)
[3] 胡志华, 朱练峰, 林育炯, 张均华, 胡继杰, 禹盛苗, 曹小闯, 金千瑜. 根部增氧模式对水稻产量与氮素利用的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2016, 22(6): 1503-1512.
Hu Z H, Zhu L F, Lin Y J, Zhang J H, Hu J J, Yu S M, Cao X C, Jin Q Y. Effect of root aeration methods on rice yield and nitrogen utilization[J]., 2016, 22(6): 1503-1512. (in Chinese with English abstract)
[4] 侯俊, 徐洲, 张丁月, 朱建强. 增氧型复混肥提高土壤氧化还原电位促进水稻养分吸收[J]. 植物营养与肥料学报, 2020, 26(8): 1546-1555.
Hou J, Xu Z, Zhang D Y, Zhu J Q. Oxygenated compound fertilizer could effectively increase redox potential of paddy soil and nutrient uptake of rice[J]., 2020, 26(8): 1546-1555. (in Chinese with English abstract)
[5] 杜君, 孙克刚, 张运红, 和爱玲, 孙克振. 控释尿素对水稻生理特性、氮肥利用率及土壤硝态氮含量的影响[J]. 农业资源与环境学报, 2016, 33(2): 134-141.
Du J, Sun K G, Zhang Y H, He A L, Sun K Z. Effects of controlled release urea on physiological characteristics and nitrogen use efficiency of rice and NO3−-N contents in soil[J]., 2016, 33(2): 134-141. (in Chinese with English abstract)
[6] 肖新, 朱伟, 肖靓, 邓艳萍, 赵言文, 汪建飞. 适宜的水氮处理提高稻基农田土壤酶活性和土壤微生物量碳氮[J]. 农业工程学报, 2013, 29(21): 91-98.
Xiao X, Zhu W, Xiao J, Deng Y P, Zhao Y W, Wang J F. Suitable water and nitrogen treatment improves soil microbial biomass carbon and nitrogen and enzyme activities of paddy field[J]., 2013, 29(21): 91-98. (in Chinese with English abstract)
[7] 黄炳林, 王孟雪, 金喜军, 胡国华, 张玉先. 不同耕作处理对土壤微生物、酶活性及养分的影响[J]. 作物杂志, 2019(6): 104-113.
Huang B L, Wang M X, Jin X J, Hu G H, Zhang Y X. Effects of different tillage treatments on soil microorganisms, enzyme activities and nutrients[J]., 2019(6): 104-113. (in Chinese with English abstract)
[8] Vale M, Nguyena C, Dambrineb E, Dupoueyc J L. Microbial activity in the rhizosphere soil of six herbaceous species cultivated in a greenhouse is correlated with shoot biomass and root C concentrations[J]., 2005, 37(12): 2329-2333.
[9] 胡继杰, 朱练峰, 胡志华, 钟楚, 林育炯, 张均华, 曹小闯, James A B, 禹盛苗, 金千瑜. 土壤增氧方式对其氮素转化和水稻氮素利用及产量的影响[J]. 农业工程学报, 2017, 33(1): 167-174.
Hu J J, Zhu L F, Hu Z H, Zhong C, Lin Y J, Zhang J H, Cao X C, James A B, Yu S M, Jin Q Y. Effects of soil aeration methods on soil nitrogen transformation, rice nitrogen utilization and yield[J]., 2017, 33(1): 167-174. (in Chinese with English abstract)
[10] 徐春梅, 王丹英, 陈松, 陈丽萍, 章秀福. 增氧对水稻根系生长与氮代谢的影响[J]. 中国水稻科学, 2012, 26(3): 320-324.
Xu C M, Wang D Y, Chen S, Chen L P, Zhang X F. Effect of aeron root growth and nitrogen metabolismin rice[J].2012, 26(3): 320-324. (in Chinese with English abstract)
[11] 才硕. 微纳米气泡增氧灌溉技术在水稻灌区节水减排中的应用研究[J]. 节水灌溉, 2016(9): 117-120, 128.
Cai S. Application research of micro-nano bubble aerated irrigation technique in water conservation and wastewater discharge from rice irrigation area[J]., 2016(9): 117-120, 128. (in Chinese with English abstract)
[12] 庄林杰. 干湿交替条件对土壤中厌氧氨氧化细菌和氨氧化古菌丰度的影响[D]. 上海: 东华大学, 2017.
Zhuang L J. Effects of wetting and drying conditions on the abundance of anaerobic ammonium oxidation bacteria and ammonia oxidizing archaea in soil[D]. Shanghai: Donghua University, 2017. (in Chinese with English abstract).
[13] 曹小闯, 吴龙龙, 朱春权, 朱练峰, 孔亚丽, 陆若辉, 孔海民, 胡兆平, 戴锋, 张均华, 金千瑜. 不同灌溉和施肥模式对水稻产量、氮利用和稻田氮转化特征的影响[J]. 中国农业科学, 2021, 54(7): 1482-1498.
Cao X C, Wu L L, Zhu C Q, Zhu L F, Kong Y L, Lu R H, Kong H M, Hu Z P, Dai F, Zhang J H, Jin Q Y. Effects of different irrigation and nitrogen application regimes on the yield, nitrogen utilization of rice and nitrogen transformation in paddy soil[J]., 2021, 54(7): 1482-1498. (in Chinese with English abstract)
[14] 徐国伟, 陆大克, 孙会忠, 王贺正, 李友军. 干湿交替灌溉与施氮耦合对水稻根际环境的影响[J]. 农业工程学报, 2017, 33(4): 186-194.
Xu G W, Lu D K, Sun H Z, Wang H Z, Li Y J. Effect of alternative wetting and drying irrigation and nitrogen coupling on rhizosphere environment of rice[J]., 2017, 33(4): 186-194. (in Chinese with English abstract).
[15] Sang H H, Jiao X Y, Wang S F, Guo W H, Salahou M K, Liu K H. Effects of micro-nano bubble aerated irrigation and nitrogen fertilizer level on tillering, nitrogen uptake and utilization of early rice[J]., 2018, 64(7): 297-302.
[16] 彭卫福. 土壤肥力对水稻氮素利用效率和氮循环相关微生物的影响[D]. 南昌: 江西农业大学, 2017.
Pang W F. Effects of soil fertility on nitrogen use efficiency and nitrogen cycle-related microorganisms in rice[D]. Nanchang: Jiangxi Agricultural University, 2017. (in Chinese with English abstract)
[17] 关松荫. 土壤酶及其研究法[M]. 农业出版社, 1986.
Guan S Y. Soil Enzyme and its research method[M]. Agricultural Press, 1986. (in Chinese with English abstract)
[18] Ajwa H A, Dell C J, Rice C W. Changes in enzyme activities and microbial biomass of tallgrass prairie soil as related to burning and nitrogen fertilization[J]., 1999, 31(5): 769-777.
[19] 谢志煌, 高志颖, 郭丽丽, 张锦源, 于镇华. 土壤微生物活性和生物量对干湿交替的响应[J]. 土壤与作物, 2020, 9(4): 348-354.
Xie Z H, Gao Z Y, Guo L L, Zhang J Y, Yu Z H. Responses of soil microbial activities and biomass to drying and wetting: A review[J]., 2020, 9(4): 348-354. (in Chinese with English abstract)
[20] 贺纪正, 张丽梅. 土壤氮素转化的关键微生物过程及机制[J]. 微生物学通报, 2013, 40(1): 98-108.
He J Z, Zhang L M. Key processes and microbial mechanisms of soil nitrogen transformation[J]., 2013, 40(1): 98-108. (in Chinese with English abstract)
[21] 郭天财, 宋晓, 马冬云, 王永华, 谢迎新, 岳艳军, 查菲娜.施氮量对冬小麦根际土壤酶活性的影响[J]. 应用生态学报, 2008, 19(1): 110-114.
Guo T C, Song X, Ma D Y,Wang Y H, Xie Y X, Yue Y J, Cha F N. Effects of nitrogen application rate on soil enzyme activities in wheat rhizosphere[J]., 2008, 19(1): 110-114. (in Chinese with English abstract)
[22] 梁燕菲, 张潇潇, 李伏生. “薄浅湿晒”灌溉稻田土壤微生物量碳、氮和酶活性研究[J]. 植物营养与肥料学报, 2013, 19(6): 1403-1410.
Liang Y F, Zhang X X, Li F S.Soil microbial biomass carbon and nitrogen and enzyme activities in paddy soil under “thin-shallow-wet-dry” irrigation method[J]., 2013, 19(6): 1403-1410. (in Chinese with English abstract)
[23] 贺纪正, 张丽梅. 土壤氮素转化的关键微生物过程及机制[J]. 微生物学通报, 2013, 40(1): 98-108.
He J Z, Zhang L M. Key processes and microbial mechanisms of soil nitrogen transformation[J]., 2013, 40(1): 98-108. (in Chinese with English abstract)
[24] Liang B, Yang X Y, He X H. Effects of 17-year fertilization on soil microbial biomass C and N and soluble organic C and N in loessial soil during maize growth[J]., 2011, 47(2): 121-128.
[25] Liang B, Zhao W, Yang X Y. Fate of nitrogen-15 as influenced by soil and nutrient management history in a 19-year wheat-maize experiment[J]., 2013, 144: 126-134.
[26] 谢秋发, 刘经荣, 石庆华, 李木英. 不同施肥方式对水稻产量、吸氮特性和土壤氮转化的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2004(5): 462-467.
Xie Q F, Liu J R, Shi Q H, Lin M Y. Effect of different fertilization Patterns on rice yield and nitrogen uptake and transformation in soil[J]., 2004(5): 462-467. (in Chinese with English abstract)
[27] Hai M T, Xiao P, Wen G T, Chao L, Ke W, Kai K C, GEN S. Dynamic change of soil enzyme activities and soil microbe during rice main growth stages in different long-term fertilizer regimes[J]., 2017, 11(2): 649-660.
[28] 曹小闯, 李晓艳, 朱练峰, 张均华, 禹盛苗, 吴良欢, 金千瑜.水分管理调控水稻氮素利用研究进展[J]. 生态学报, 2016, 36(13): 3882-3890.
Cao X C, Li X Y, Zhu L F, Zhang J H, Yu S M, Wu L H, Jin Q Y. Effects of water management on rice nitrogen utilization[J]., 2016, 36(13): 3882-3890. (in Chinese with English abstract)
[29] 白志刚, 张均华, 黄洁, 朱练峰, 曹小闯, 朱春权, 钟楚, 金千瑜.氮肥运筹对水稻氮代谢及稻田土壤氮素迁移转化的影响[J]. 生态学杂志, 2018, 37(11): 3440-3448.
Bai Z G, Zhang J H, Huang J, Zhu L F, Cao X C, Zhu C Q, Zhong C, Jin Q Y.Effects of nitrogen regime on nitrogen metabolism of rice and nitrogen transformation and translocation in paddy soils[J]., 2018, 37(11): 3440-3448. (in Chinese with English abstract)
[30] 胡华英, 殷丹阳, 曹升, 张虹, 周垂帆, 何宗明. 生物炭对杉木人工林土壤养分、酶活性及细菌性质的影响[J]. 生态学报, 2019, 39(11): 4138-4148.
Hu H Y, Yin D Y, Cao S, Zhang H, Zhou C F, He Z M. Effects of biochar on soil nutrient, enzyme activity, and bacterial properties of Chinese fir plantation[J]., 2019, 39(11): 4138-4148. (in Chinese with English abstract)
[31] 孙瑞莲, 赵秉强, 朱鲁生, 徐晶, 张夫道.长期定位施肥对土壤酶活性的影响及其调控土壤肥力的作用[J]. 植物营养与肥料学报, 2003(4): 406-410.
Sun R L, Zhao B Q, Zhu L S, Xu J, Zhang F D. Effects of long-term fertilization on soil enzyme activities and its role in adjusting-controlling soil fertility[J]., 2003(4): 406-410. (in Chinese with English abstract)
[32] 吴晓丽, 李朝苏, 汤永禄, 刘于斌, 李伯群, 樊高琼, 熊涛.氮肥运筹对小麦产量、氮素利用效率和光能利用率的影响[J]. 应用生态学报, 2017, 28(6): 1889-1898.
Wu X L, Li C S, Tang Y L, Liu Y B, Li B Q, Fan G Q, Xiong T. Effect of nitrogen management modes on grain yield, nitrogen use efficiency and light use efficiency of wheat[J]., 2017, 28(6): 1889-1898. (in Chinese with English abstract)
[33] 江孟孟, 赵喜辉, 谢小文, 陆大克, 徐国伟. 氮肥形态与干湿交替灌溉下水稻土壤酶及养分差异[J]. 植物生理学报, 2021, 57(5): 1123-1134.
Jiang M M, Zhao X H, Xie X W, Lu D G, Xu G W. Differences of nitrogen fertilizer forms and soil enzymes and nutrients in rice under alternating dry and wet irrigation[J]., 2021, 57(5): 1123-1134. (in Chinese with English abstract)
[34] 李丽, 韩周, 张昀, 燕香梅, 张广才, 高晓丹, 张雅楠, 叶超, 李少博. 减氮配施微生物菌剂对水稻根系发育及土壤酶活性的影响[J]. 土壤通报, 2019, 50(4): 932-939.
Li L, Han Z, Zhang Y, Yan X M, Zhang G C, Gao X D, Zhang Y N, Ye C, Li S B. Effects of reducing nitrogen fertilizer combined with microbial agents on rice root growth and soil enzyme activities[J].2019, 50(4): 932-939. (in Chinese with English abstract)
[35] Ma G H, Yu L P. Hybrid rice achievements, development and prospect in China[J]., 2015, 14(2): 197-205.
[36] Liu E K, Zhao B Q, Mei X R, Li J, Li X Y. Effects of no-tillage management on soil biochemical characteristics in northern China[J]., 2010, 148(2): 217-223.
Effect of Aeration Treatment on Soil Microbial Biomass Carbon, Nitrogen and Enzyme Activities in Paddy Field
ZHANG Lu1, WU Longlong1, HUANG Jing1, TIAN Cang1, 2, QI Jun3, ZHANG Junhua1, CAO Xiaochuang1, ZHU Chunquan1, KONG Yali1, JIN Qianyu1, ZHU Lianfeng1, *
( State Key Laboratory of Rice Biology, China National Rice Research Institute, Hangzhou 311401, China; Engineering Center of Wetland Ecology and Agricultural Utilization, Ministry of Education, School of Agriculture, Yangtze University, Jingzhou 434025, China; Agricultural Science Research Institute, Fourth Division of Xinjiang Production and Construction Corps, Xinjiang 831304, China; Corresponding author, E-mail: )
【Objective】It is of great importance to elucidate the effects of different aeration methods on soil microbial biomass carbon, nitrogen and soil enzyme activities in paddy fields, 【Method】 Using Zhonghan 221 (upland rice), Zhongzheyou 8 (rice) and IR45765-3B (deepwater rice) as materials, the effects of the micro-nano bubble water aeration irrigation (MBWI), dry-wet alternate irrigation (AWD) and flooding irrigation (WL) on soil microbial biomass carbon, nitrogen in paddy soil, nitrogen metabplic intensity and activities of enzymes related to nitrogen transfomation were studied. 【Result】 Soil microbial biomass C and N could be significantly increased by micro-bubble aeration irrigation and dry-wet alternate irrigation. The soil microbial biomass C and N increased by 30.0%～46.1% and 7.1%～92.1% in Zhonghan 221, Zhongzheyou 8 and IR45765-3B, respectively. The activities of urease, sucrase, catalase, protease and hydroxylamine reductase in paddy soil were increased by micro-nano bubble water aeration irrigation and dry-wet alternate irrigation compared with flooding irrigation, the nitrate reductase activity and nitrite reductase activity were reduced. 【Conclusion】 Micro-nano bubble water aerobic irrigation and dry-wet alternate irrigation can improve the oxidation characteristics of paddy soil, increase soil enzyme activities, microbial biomass carbon, nitrogen and nitrification intensity, and contribute to the improvement of soil environment and fertility, strike a balance between C and N metabolism.
soil; aerobic irrigation; microbial biomass; nitrogen cycle intensity; soil enzyme activity
10.16819/j.1001-7216.2022.211107
2021-11-11；
2022-02-14。
国家自然科学基金资助项目（31771733）；
浙江省水稻新品种选育重大科技专项（2021C02063-3）。
