楊永凱， 馬維偉， 陳 好， 韋昌林， 杜佳囝， 劉 昊

(甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院， 甘肅 蘭州 730070)

近幾十年以來，全球由氣候變暖和氮沉降所導(dǎo)致的一系列生態(tài)問題備受科學(xué)家關(guān)注[1]。近50年來，青藏高原的溫度每10年內(nèi)將升高0.05℃，升溫幅度已經(jīng)遠超了全球范圍內(nèi)的平均升溫幅度[2]。與此同時，化石燃料的廣泛使用、化學(xué)氮肥過度利用和畜牧業(yè)擴張導(dǎo)致了大氣氮沉降的顯著增加，預(yù)計到2050年將增至270 Tg·a-1[3-4]。盡管青藏高原平均氮沉降水平相對較低，但該區(qū)的氮沉降也在持續(xù)增加，已達到10～15 kg·N·hm-2·a-1[5]。氣候變暖和大氣氮沉降會通過改變植被生產(chǎn)力、土壤溫度、pH值等環(huán)境因子來影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與活性，從而引起土壤生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分循環(huán)和能量流動的變化。在這些過程中，土壤微生物成為了環(huán)境因素與養(yǎng)分循環(huán)之間的橋梁。

土壤酶是土壤的組成成分之一，具有特殊的催化能力，一定程度上能反映土壤微生物的活性，指示土壤養(yǎng)分能力的強弱[6]。其中，脲酶能催化尿素生成氨、二氧化碳和水；蔗糖酶能水解蔗糖生成果糖和葡萄糖；磷酸酶可在不同pH條件下水解磷酸生成正磷酸鹽；硝酸還原酶能催化土壤中的硝態(tài)氮還原成氨，而亞硝酸還原酶能催化土壤中的亞硝酸鹽經(jīng)由羥氨轉(zhuǎn)變?yōu)闅溲趸@[7]。一般來說，增溫在提高土壤酶活性的同時，也會直接或間接促進植物根系和殘體的分解，改善土壤養(yǎng)分的同時也會增加土壤酶分解的基質(zhì)，進一步提高土壤酶活性的大小[8-9]。然而，不同研究區(qū)域中土壤酶活性對增溫的響應(yīng)有所不同。長江口濕地[10]和杭州灣濕地[11]的研究表明，增溫能夠顯著增加土壤脲酶、蔗糖酶和酸性磷酸酶活性；而在內(nèi)蒙古典型草原[12]的研究發(fā)現(xiàn)，增溫顯著降低了土壤蔗糖酶活性；與此同時，一些在高寒地區(qū)研究表明土壤酶活性對增溫?zé)o響應(yīng)[13]。因此，不同生態(tài)系統(tǒng)或區(qū)域的碳氮底物濃度存在一定差異，可能導(dǎo)致同一土壤酶活性對增溫響應(yīng)不同，而不同酶活性本身存在差異，對增溫的敏感性也不盡相同。在草地生態(tài)系統(tǒng)中，氮素不僅是植物生長發(fā)育過程中需求量最大的營養(yǎng)元素，也是植物生長、生物合成以及光合作用的重要限制因子[14]。施氮能夠增加土壤可利用氮素底物濃度，進而提高水解酶的活性而降低氧化酶活性[15]。由此推測土壤酶活性可能受到土壤氮素含量和溫度變化的交互作用影響較大，但目前關(guān)于青藏高原沼澤草甸濕地土壤酶活性響應(yīng)增溫和施氮交互作用的研究較缺乏。因此，研究模擬氣候變暖(增溫)及氮沉降(施氮)對青藏高原濕地微生物活性的影響，對于深入理解未來氣候變化和氮沉降加劇背景下的高寒濕地養(yǎng)分循環(huán)具有重要意義。

高寒沼澤草甸在青藏高原的分布面積為5×104km2，是青藏高原典型濕地生態(tài)系統(tǒng)之一[16]。近幾十年來，放牧活動的加強和大規(guī)模氣候變化導(dǎo)致青藏高原高寒草甸植被和土壤退化加速[17]，高寒沼澤草甸生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能正在發(fā)生顯著改變，在此背景下土壤酶活性將發(fā)生何種變化并不明確。為此，本研究以分布在青藏高原東北緣尕海濕地區(qū)的沼澤草甸為研究對象，通過對增溫、施氮與增溫和施氮交互處理下的土壤酶活性測定，以期探究以下問題：未來氣候變暖和氮沉降將對高寒沼澤草甸土壤酶活性具有怎樣的影響？兩個因素之間是否存在交互效應(yīng)？本研究結(jié)果將為預(yù)測該地區(qū)在氣候變暖和大氣氮沉降持續(xù)增加背景下濕地土壤養(yǎng)分循環(huán)的響應(yīng)提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

尕海濕地位于甘肅省甘南藏族自治州國家級自然保護區(qū)內(nèi)，地理坐標(biāo)為33°58′12″～34°32′16″N，102°05′00″～102°47′39″E，海拔3 430～4 300 m，保護區(qū)內(nèi)濕地面積57 846 hm2，其中沼澤草甸51 160 hm2，濕地面積中約80%為高寒沼澤草甸，主要分布在河谷底、湖畔、積水的灘地和洼地。該地區(qū)年均氣溫1.2℃，年平均日較差13.7℃，氣溫以7月份最高，平均為10.5℃；1月份最低，平均為—9.2℃，年均降水量781.8 mm，降雨通常集中在7—9月，年蒸發(fā)量1 150.5 mm[18-19]。主要植物有藏蒿草(Kobresiatibetica)、密毛白蓮蒿(Artemisiasacrorum)、甘藏苔草(Carexmoorcroftii)、蕨麻(Potentillaanserina)、冷蒿(ArtemisiafrigidaWilld)、珠芽蓼(Polygonumviviparum)等[20]。土壤類型主要為暗色草甸土、泥炭土和沼澤土等。

1.2 樣地設(shè)置

2021年5月，以尕海湖周邊的典型沼澤草甸為研究對象，隨機選取植被生長均勻、群落蓋度在85.0%以上的區(qū)域，采用野外控制試驗的方法，以自然生長小區(qū)為對照(CK)，同時布設(shè)增溫(T)、施氮(N)和增溫+施氮(TN)處理，每個處理3次重復(fù)，共計12個試驗小區(qū)，各小區(qū)面積約為2.2 m2(邊長為92 cm的正六邊形)，小區(qū)間隔離帶寬5 m以上。增溫設(shè)備采用被動增溫的開頂箱(Open-top chamber,OTC)法，被動增溫箱依據(jù)ITEX(International Tundra Experiment)進行設(shè)計[21]。開頂箱采用6塊梯形狀的透明有機玻璃，圍成向內(nèi)傾斜的正六邊形，邊長為92 cm，開頂箱高61 cm。設(shè)置時間為2021年5月。施氮根據(jù)青藏高原氮沉降背景值(10 kg·hm-2·a-1)的1.5倍(約為15 kg·hm-2·a-1)進行添加處理[5]。選擇植物易吸收的NH4NO3作為氮添加肥料，將4.97 g NH4NO3溶解于2 L水中，然后在5月、7月中旬分2次采用噴霧器均勻的噴灑到樣方中，對照和無添加的樣方采用同樣體積水(2 L)進行噴灑處理。

1.3 土壤樣品采集與溫濕度測定

于2021年8月底進行土壤采樣(樣品中添加氮為15 kg·hm-2·a-1)。在同處理的3個重復(fù)小區(qū)內(nèi)各隨機選取兩個點，用土鉆分0～10 cm、10～20 cm和20～40 cm三個深度取樣，將采集到的6個新鮮土樣依據(jù)相同土層的土壤組成一個混合土樣，并及時揀出混合土壤中可見的植物殘體、根系及土壤動物(如蚯蚓等)，裝于自封袋中避光保存帶回實驗室用于土壤酶活性的測量。土壤溫度與體積含水量數(shù)據(jù)用EM-50數(shù)據(jù)收集系統(tǒng)監(jiān)測，每間隔10 min自動記錄一次數(shù)據(jù)(0～10 cm和10～20 cm土層)。地上生物量用邊長50 cm的正方形木框量取后，用剪刀從地面處剪下木框內(nèi)所有地上生物，全部裝于自封袋中帶回實驗室。地下生物量依據(jù)土樣的取土方法使用根鉆繼續(xù)取樣，將采集到的根樣分土層帶回實驗室后用清水洗凈，并揀出石塊和其他雜物，在65℃恒溫箱烘至恒重。以上生物量最后都換算成單位面積地上干物質(zhì)量(g·m-2)。

1.4 樣品室內(nèi)分析

1.5 數(shù)據(jù)處理分析

2 結(jié)果與分析

2.1 增溫對土壤溫濕度的影響

與CK相比，增溫小區(qū)土壤體積含水量在0～10 cm 和10～20 cm土層分別增加了36.7%～49.4%和2.4%～4.5%，均表現(xiàn)為八月份土壤體積含水量最小，十月份最大(圖1A，圖1B)。與CK相比，增溫處理小區(qū)的溫度在0～10 cm和10～20 cm土層分別增加了0.9～1.3℃和0.5～0.7℃(圖1C，圖1D)。整體來看，增溫增加了土壤溫濕度，土壤濕度呈現(xiàn)出10～20 cm土層大于0～10 cm土層的現(xiàn)象。

圖1 土壤溫濕度變化Fig.1 Changes of soil temperature and humidity

2.2 增溫施氮對土壤生物量的影響

如圖2A所示，與對照(CK)相比，增溫(T)處理下的生物量在0～40 cm土層顯著增加了52.0%，在0～10 cm土層顯著增加了22.4%，在10～20 cm土層顯著增加了188.2%，在20～40 cm土層顯著增加了114.4%(P<0.05)；施氮(N)處理下的生物量僅在10～20 cm土層顯著增加了75.3%(P<0.05)；增溫+施氮(TN)處理下的生物量在0～40 cm土層顯著減少了48.0%，在0～10 cm土層顯著減小了46.0%，在10～20 cm土層顯著減小了35.5%，在20～40 cm土層顯著減小了63.3%(P<0.05)。如圖2B所示：與CK相比，T，N和TN處理均增加了地上生物量，分別顯著增加了33.3%，13.8%和28.5%(P<0.05)。

圖2 地上、下生物量變化Fig.2 Changes of aboveground and underground biomass注：CK，空白對照；T，增溫；N，施氮；TN，增溫+施氮；不同處理間顯著差異用大寫字母表示(P<0.05)，不同土層間顯著差異用小寫字母表示(P<0.05)，下同Note:CK,blank control;T,warming;N,nitrogen application;TN,warming + nitrogen application;The significant differences among different treatments are indicated by capital letters at the 0.05 level,and the significant differences among different soil layers are indicated by lowercase letters at the 0.05 level,the same as below

2.3 增溫施氮對土壤理化性質(zhì)的影響

2.3.1增溫施氮對土壤pH值的影響 如表1所示，T處理顯著降低了土壤的pH值，降低的幅度隨土層加深而增大，依次是0.37，0.50和0.55(P<0.05)。N與CK處理下各土層深度的pH值相比并無顯著差異。TN處理顯著降低了0～20 cm土層深度的土壤pH值(P<0.05)，降低幅度為0.44和0.57。隨著土層的加深，CK處理下的土壤pH值逐漸增大，而T處理則是逐漸減小，N和TN處理均呈先減后增趨勢。

表1 增溫和施氮對土壤pH值的影響Table 1 Effects of warming and nitrogen application on soil pH value

2.3.2增溫施氮對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的影響 如表2所示，T，N和TN處理下表層(0～10 cm)土壤銨態(tài)氮與其余兩層(10～20 cm和20～40 cm)存在顯著差異(P<0.05)。與CK相比，T和TN處理均顯著提高了土壤銨態(tài)氮含量，TN處理增加幅度最大(P<0.05)；與CK相比，N處理則降低了土壤銨態(tài)氮含量，但無顯著差異。T，N和TN處理均一定程度增加了土壤硝態(tài)氮含量，其中T和TN處理增幅顯著(P<0.05)。

表2 增溫和施氮對土壤銨、硝態(tài)氮的影響Table 2 Effects of warming and nitrogen application on soil ammonium and nitrate nitrogen

2.4 增溫施氮對土壤酶活性的影響

2.4.1氧化還原酶 土壤硝酸還原酶活性隨土層加深而逐漸減小，土壤亞硝酸還原酶活性隨土層加深而逐漸增大(圖3)。增溫施氮對0～40 cm土層平均土壤硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性影響顯著(P<0.05)。與CK相比，在0～10 cm土層，N和TN處理下的土壤硝酸還原酶活性分別顯著減小了46.8%和25.6%(P<0.05)，T處理下的土壤亞硝酸還原酶活性顯著減小了59.6%(P<0.05)，其他處理間的土壤硝酸還原酶和亞硝酸還原酶差異均不顯著；在10～20 cm土層，T處理下的硝酸還原酶活性顯著增加了70.4%，N處理下卻顯著減小了47.5%(P<0.05)；在20～40 cm土層，N和TN處理下的硝酸還原酶活性均分別顯著減小了47.5%和43.4%(P<0.05)。此外，各處理對10～20 cm和20～40 cm土層的硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性均無顯著影響。因此，T提高了土壤硝酸還原酶活性，而N和TN卻降低了土壤硝酸還原酶活性，同時T，N和TN均降低了土壤亞硝酸還原酶活性。

圖3 土壤氧化還原酶活性變化特征Fig.3 Variation characteristics of soil oxidoreductase activity

2.4.2水解酶 土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶三種水解酶活性均隨土層加深而逐漸減小(圖4)。增溫施氮對0～40 cm土層平均土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性影響均不顯著，但在不同土層存在一定差異。在0～10 cm土層，與CK相比，N和T處理下土壤脲酶活性分別顯著增加了16.9%和10.1%(P<0.05)，TN處理下僅蔗糖酶活性顯著增加了3.4%(P<0.05)，而T處理下的土壤磷酸酶活性卻顯著降低了22.5%(P<0.05)，其他各處理的三種水解酶均與CK差異不顯著。在10～20 cm和20～40 cm土層，三種水解酶均無顯著差異，但與CK相比均有一定程度增減。土壤脲酶活性在T，N和TN處理下均有一定程度增加，N處理減小了蔗糖酶活性，磷酸酶活性在N和TN處理下有所增加。

圖4 土壤水解酶活性變化特征Fig.4 Characteristics of soil hydrolase activity change

酶活性的幾何平均值(GEM)結(jié)果顯示，與CK相比，0～40 cm土層的平均土壤酶活性在N處理下存在顯著差異(P<0.05)。在0～10 cm土層，與對照相比，T和N處理下的GEM分別顯著減少了17.7%和12.1%(P<0.05)；在10～20 cm和20～40 cm土層，N處理下的GEM分別顯著減少了12.0%和14.9%(P<0.05)。與CK相比，T處理在10～20 cm土層提高了GEM，N處理在0～40 cm各土層間均降低了GEM，而TN處理在0～40 cm各土層間均提高了GEM(圖4D)。

三因素方差分析表明，增溫施氮對土壤酶活性影響顯著(表3)；增溫對蔗糖酶(Sucrase，SUC)，硝酸還原酶(Nitrate reductase，NR)和亞硝酸還原酶(Nitrite reductase，NIR)有極顯著影響(P<0.01)；施氮對磷酸酶(Phosphatase，PHO)和NR有極顯著影響(P<0.01)；增溫和施氮的交互作用對脲酶(Urease，URE)、SUC和PHO存在極顯著影響(P<0.01)；土層變化對URE，SUC，NR和NIR有極顯著影響(P<0.01)；增溫、施氮和土層三者的交互作用對URE和PHO有極顯著影響(P<0.01)。

表3 增溫、施氮與土層交互作用下土壤酶活性的三因素方差分析Table 3 Variance analysis of soil enzyme activities under the interaction of warming,nitrogen application and soil layer

2.5 土壤酶活性與土壤因子相關(guān)性分析

表4 土壤因子和土壤酶活性之間的相關(guān)系數(shù)Table 4 Correlation coefficient between soil pH,ammonium nitrogen,nitrate nitrogen and soil enzyme activity

3 討論

3.1 土壤溫濕度對增溫的響應(yīng)

土壤酶活性受水熱條件影響明顯，本研究發(fā)現(xiàn)，增溫明顯提升了土壤表層地溫，增溫幅度介于0.5～1.3℃之間。增溫亦明顯增加了土壤表層的含水量，隨土層加深土壤含水量有持續(xù)增加的現(xiàn)象。這與劉光生等[25]研究結(jié)果相符合。對于高寒草甸而言，主要原因可能是溫度升高使得淺層的凍融土壤融化，使得水分下滲，晝夜巨大溫差使得深層土壤易發(fā)生凍結(jié)現(xiàn)象，凍融鋒面阻隔了水分的進一步下滲，使得水分在土壤表層間聚集。增溫增高了氣室內(nèi)的地上生物量高度，使得水分不易揮發(fā)，故表層土壤含水量也有所增加[26]。增溫現(xiàn)象所引起光熱條件的改變導(dǎo)致了土壤溫濕度及生物量發(fā)生變化，也將會對土壤酶活性產(chǎn)生影響，由此可見，增溫是土壤酶活性的影響因素之一。

3.2 土壤酶活性對短期增溫和施氮的響應(yīng)

氣候變暖和氮沉降對土壤酶活性有著不可忽視的影響。本研究發(fā)現(xiàn)，增溫提高了土壤脲酶、蔗糖酶和硝酸還原酶活性，卻降低了磷酸酶和亞硝酸還原酶活性。高艷娜[10]和楊文英[11]等對濕地的研究發(fā)現(xiàn)，增溫一定程度上提高了土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性；土壤脲酶和蔗糖酶對增溫的響應(yīng)與本文結(jié)果一致，增溫對磷酸酶的影響與本文研究相悖，原因可能是短期的增溫效果對磷酸酶并未起到關(guān)鍵作用，楊玉蓮等[27]對高山森林土壤微生物和酶活性的研究表明增溫抑制土壤磷酸酶活性，與本文研究相符。李龍等[28]研究凍融過程對長白山不同林型土壤酶活性的影響所得結(jié)果顯示增溫可以提高硝酸還原酶活性，降低亞硝酸還原酶活性，這與本文所得結(jié)論一致。土壤酶主要來源于植物根系活動、土壤動物活動及動植物殘體，土壤溫度的提高在促進動植物釋放分泌的同時，也會增加土壤中酶的反應(yīng)底物使得酶活性增強[7]。適宜的溫度對土壤酶活性存在直接作用，溫度引起的土壤水分和動植物及微生物變化對土壤酶存在間接影響。增溫過程提高了地上及地下生物量(圖2)，促進了植物根莖及腐朽枝葉的進一步分解，加速了死亡土壤動物的分解過程，在豐富土壤養(yǎng)分的同時也起到了提高土壤水解酶活性的作用[29-31]。而對于氧化還原酶，增溫導(dǎo)致含水量增加后會抑制好氧微生物的活動，從而抑制了土壤酶活性[32]。

本研究發(fā)現(xiàn)，施氮提高了土壤脲酶和蔗糖酶活性，這與潘超峰等[33]、尹松鵬等[21]和宋學(xué)貴等[34]研究結(jié)果相符。施氮增加了脲酶反應(yīng)的底物和土壤中有效氮的含量，為滿足營養(yǎng)需求微生物需要分泌更多的脲酶來分解，從而導(dǎo)致脲酶活性的增大。施氮促進了蔗糖酶水解蔗糖生成葡萄糖和果糖這一過程的運行，提高了土壤養(yǎng)分濃度。施氮提高了土壤磷酸酶活性，這與張欣等[35]研究結(jié)果相似，磷酸酶主要是水解磷酸形成正磷酸鹽，提高磷元素的有效性[36]，提高了土壤養(yǎng)分。馬琳娜等[37]研究發(fā)現(xiàn)，施氮顯著降低了全磷和速效磷的含量，這與本文研究結(jié)果不同，原因可能是磷酸酶與其他土壤酶活性之間存在相互作用，有待進一步研究。其次，本研究發(fā)現(xiàn)，施氮降低了土壤硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性，硝酸還原酶可以酶促土壤中的硝態(tài)氮還原成氨，亞硝酸還原酶可以酶促土壤中的亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為氫氧化銨。在施氮后，氮素會增強土壤中的硝化作用，硝態(tài)氮增加，土壤中硝態(tài)氮含量的增加使得硝酸還原酶的酶促作用減弱，進一步限制了亞硝酸還原酶的酶促作用[7]。這與張欣等[35]、白春華等[38]研究發(fā)現(xiàn)增溫、施氮和增溫施氮均一定程度的增加了土壤中硝態(tài)氮的含量結(jié)果相一致。

增溫和施氮對土壤酶活性的影響并不孤立，而是相互促進與制約。增溫和施氮的交互作用對土壤酶活性的影響受土壤養(yǎng)分和土壤水熱條件等眾多環(huán)境因素的影響[39]。本文研究表明，增溫與施氮的交互作用在土壤表層提高了土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性。脲酶對增溫和施氮處理均表現(xiàn)為促進作用，增溫和施氮兩者的交互作用也起到了提高脲酶活性的作用，說明增溫和施氮對脲酶是相互促進的；增溫處理降低了蔗糖酶和磷酸酶活性，而施氮和增溫施氮處理提高了其酶活性，說明蔗糖酶和磷酸酶對施氮的響應(yīng)更為明顯。增溫施氮處理降低了硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性，這可能是因為常年的高寒環(huán)境使得硝酸和亞硝酸還原酶活性已經(jīng)適應(yīng)了高寒的脅迫作用[21]，土壤中的氮素含量已經(jīng)滿足其反應(yīng)底物的濃度，氮素的施加使得反應(yīng)底物超出了酶促作用的上限，反而導(dǎo)致了酶活性的下降。

4 結(jié)論

通過對尕海濕地沼澤化草甸生長盛期土壤酶活性的分析，研究了短期增溫和氮添加對土壤酶活性的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)短期的增溫施氮引起了水熱條件和土壤中氮含量發(fā)生變化，使土壤中植物根系和有效氮含量得以增加，在分解作用下加速了氮循環(huán)和養(yǎng)分循環(huán)，是導(dǎo)致土壤酶活性發(fā)生變化的主要因素，未來氣候變暖和氮沉降加劇將會增加土壤水解酶活性，而降低了氧化還原酶活性，對土壤酶活性的研究可以更深入的了解未來氣候變暖和氮沉降背景下濕地的土壤養(yǎng)分循環(huán)過程。