郭龍欣， 楊永勝， 張秀娟， 王軍邦， 張宇恒

（1. 長江大學(xué) 園藝園林學(xué)院，湖北 荊州 434025； 2. 中國科學(xué)院 西北高原生物研究所 高原生物適應(yīng)與進(jìn)化重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，青海 西寧 810008；3. 青海三江源草地生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站，青海 西寧 810008； 4. 中國科學(xué)院 地理科學(xué)與資源研究所生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100101； 5. 荊門市規(guī)劃勘測設(shè)計(jì)研究院，湖北 荊門 448000）

0 引言

化學(xué)計(jì)量學(xué)是近年來生態(tài)學(xué)研究的熱點(diǎn)之一，主要是研究多種化學(xué)元素的質(zhì)量平衡和對生態(tài)系統(tǒng)的交互作用［1］，土壤中碳（C）、氮（N）、磷（P）、鉀（K）等化學(xué)計(jì)量特征值的相互作用及與外界環(huán)境的關(guān)系。化學(xué)計(jì)量特征影響植物生長發(fā)育過程，能夠有效反映土壤的肥力狀況。土壤碳氮比（C/N）值過低，表明土壤有機(jī)質(zhì)礦化速率較高，土壤肥力水平低，若土壤碳磷比（C/P）比值過低，則表明相應(yīng)土壤P 的有效性高［2］。土壤肥力退化不僅反映在C、N、P、K 等化學(xué)計(jì)量特征值的變化上，還與土壤酶活性變化密切相關(guān)，土壤酶作為土壤組分中最活躍的一種有機(jī)成分［3］，在草地生態(tài)系統(tǒng)代謝過程中起重要作用，參與土壤生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)，其活性大小對土壤肥力變化具有明顯指示作用，是生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)的重要因素［4］。研究表明高寒草甸土壤酶活性主要受到植物特征如凋落物量、根系纖維素含量和根系木質(zhì)素含量影響［5］，草甸退化過程中土壤肥力退化，影響植物特征進(jìn)而對土壤酶活性產(chǎn)生一定影響。

土壤水解酶能夠?qū)⒋蠓肿佑袡C(jī)化合物分解為小分子化合物，供土壤微生物利用和植物吸收［6］，其能夠快速響應(yīng)植物和土壤的變化，對理解土壤-植物之間的相互關(guān)系起重要作用［7］。其中，β-纖維二糖苷酶（BCE）、β-葡萄糖苷酶（BG）、β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶（NAG）及β-1，4-木糖苷酶（BX）分別屬于土壤水解酶中的纖維素酶、幾丁質(zhì)酶、木聚糖酶，是參與土壤中碳水化合物纖維素及植物殘?bào)w半纖維素水解的重要酶，參與土壤及植物的C、N 循環(huán)過程；酸性磷酸酶（AP）能水解土壤中有機(jī)P 化合物并生成能直接被植物吸收利用的無機(jī)P，參與土壤P循環(huán)［8］。因上述水解酶在土壤C、N、P循環(huán)中的重要作用，受到越來越多學(xué)者的關(guān)注［9］。

目前，國內(nèi)外學(xué)者對高寒草地退化過程中土壤理化性質(zhì)和生物特征開展了一系列研究。許世洋等［10］在甘肅省甘南藏族自治州高寒草甸的研究中發(fā)現(xiàn)隨著退化程度的加劇，物種多樣性、土壤酶活性和土壤TN、TP、TK 等均呈降低趨勢，土壤pH 值、全鹽、容重、黏粒、真菌數(shù)量等呈上升趨勢。在若爾蓋濕地開展的研究認(rèn)為土壤含水量、SOC 和TN 含量會(huì)隨著退化程度的加劇而降低，低土壤含水量導(dǎo)致植物C 潛在輸入量下降是造成土壤SOC 含量降低的主要原因［11］。土壤退化不僅改變土壤物理性質(zhì)，還會(huì)間接改變土壤化學(xué)性質(zhì)［12］。植被生產(chǎn)力和土壤C、N 的降低具有明顯的正反饋效應(yīng)，土壤質(zhì)地、養(yǎng)分和水分等的復(fù)雜變化及其相互關(guān)系共同決定群落物種多樣性和生產(chǎn)力［13］?？梢钥闯觯嚓P(guān)研究多集中在土壤理化性質(zhì)、植物群落結(jié)構(gòu)和生產(chǎn)力對高寒草甸退化過程的響應(yīng)過程上，對于高寒草甸退化過程中土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性相關(guān)性的系統(tǒng)研究相對薄弱。鑒于土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性在高寒草甸土壤生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)和能量流動(dòng)中的重要作用［7，9］，亟需開展相關(guān)研究。

近30年來，在全球氣候劇烈變化和人類活動(dòng)過度等多種因素的綜合影響下，作為青藏高原水源涵養(yǎng)的主體基質(zhì)之一的高寒草甸區(qū)域發(fā)生了嚴(yán)重退化，其中約16%嚴(yán)重退化為次生裸地“黑土灘”［14］，這不僅導(dǎo)致物種多樣性減少、水源涵養(yǎng)能力降低、毒雜草增多、土壤沙化等諸多生態(tài)問題［15］，也嚴(yán)重影響了當(dāng)?shù)啬撩竦纳a(chǎn)生活和經(jīng)濟(jì)的可持續(xù)發(fā)展。研究三江源高寒草甸土壤化學(xué)計(jì)量特征及酶活性對不同退化程度的響應(yīng)特征，對深入理解高寒草甸退化的關(guān)鍵過程及機(jī)制具有重要的理論價(jià)值。為此，本研究以青海省果洛藏族自治州達(dá)日縣高寒草甸為研究對象，采用野外采樣與室內(nèi)分析相結(jié)合的方法，分析三江源高寒草甸退化過程中土壤C、N、P、K 含量，pH 值，土壤化學(xué)計(jì)量比，酶活性的變化特征，深入研究土壤化學(xué)計(jì)量特征變化及與酶活性的相互作用關(guān)系。本研究擬回答以下問題：（1）不同退化程度高寒草甸土壤化學(xué)計(jì)量特征和酶活性是如何變化的。 （2）退化高寒草甸中土壤化學(xué)計(jì)量特征與土壤酶活性是否存在聯(lián)系；若存在聯(lián)系，哪些特征值是影響酶活性的主要因子。同時(shí)，從中得到影響高寒草甸退化過程的關(guān)鍵因素，進(jìn)而為退化高寒草甸的可持續(xù)恢復(fù)提供一定的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于青海省果洛藏族自治州達(dá)日縣（33°54′48″ N，100°25′17″ E），海拔4 005～4 150 m，屬于高寒半濕潤氣候，沒有明顯的四季之分，只有冷暖兩季，冷季風(fēng)雪大，氣候寒冷，持續(xù)時(shí)間長，有7～8 個(gè)月，多有風(fēng)雪災(zāi)害；暖季氣候濕潤，持續(xù)時(shí)間4～5 個(gè)月［16］。最高氣溫23.2 ℃，最低氣溫-34 ℃，年平均氣溫-0.5 ℃，晝夜溫差為15～25 ℃，年均降水量595 mm，年均蒸發(fā)量1 205.9 mm，全年無絕對無霜期。土壤為高山草甸土、高山灌叢草甸土和沼澤土。草地類型為不同退化程度的高寒草甸，草甸植被的優(yōu)勢種分別為針茅（Stipa capillata）、小嵩草（Kobresia humilis）、矮嵩草（Kobresia humilis）、肉果草（Lancea tibetica）、密花香薷（Elsholtzia densa）、黃帚橐吾（Ligularia virgaurea）、細(xì)葉亞菊（Ajania tenuifolia）等（表1）。

表1 樣地基本概況Table 1 Environmental conditions of the sampling plots

1.2 土壤取樣方法

參照趙新全等［17］對草地退化等級劃分標(biāo)準(zhǔn)，設(shè)置原生植被（ND）、輕度退化（LD）、中度退化（MD）重度退化（SD）4 種不同程度退化草地處理，在每個(gè)處理中隨機(jī)選取面積為50 cm×50 cm 的樣方進(jìn)行土壤取樣，各重復(fù)5次。本實(shí)驗(yàn)于2021年8月，以直徑7 cm 的土鉆分層（0～5 cm、5～10 cm、10～20 cm），每個(gè)土層采集3鉆樣品合為一個(gè)土樣，用2 mm 篩子過濾植物根系等雜質(zhì)，將過濾后的土樣分別再過1 mm和0.25 mm 篩，用自封袋封存冷藏帶回實(shí)驗(yàn)室，以測定土壤各項(xiàng)化學(xué)指標(biāo)和土壤酶活性。

1.3 土壤樣品分析

1.3.1 土壤化學(xué)性質(zhì)測定

土壤pH 值按照水土比（1/2.5）加入離子水后使用pH 酸度計(jì)進(jìn)行測定［18］；土壤SOC 采用重鉻酸鉀外加熱法測定；土壤TC 采用元素分析儀測定；土壤TN 采用半微量凱氏定氮法測定；土壤TP 和TK 分別采用分光光度計(jì)和火焰光度計(jì)測定，具體操作方法參考鮑士旦［19］的土壤分析測定方法。

1.3.2 土壤酶活性測定

土壤BX、NAG、AP、BCE、BG 活性主要使用熒光法進(jìn)行測定［20］。具體操作如下： 提前12 h取出保存在約-20 ℃下的原始土壤樣品置于4 ℃條件下解凍備用，用無菌去離子水和微量天平在125 mL琥珀色玻璃瓶中制備基質(zhì)和熒光標(biāo)準(zhǔn)溶液備用，稱取1～2 g 土壤樣品，記錄質(zhì)量后將其放入標(biāo)有500 mL標(biāo)簽的容器中，加入125 mL醋酸鹽緩沖液（50 nmol，pH 為8.3），以JK-DMS-ProN 磁力攪拌器攪拌機(jī)最高速度攪拌1 min，制成漿液即粗酶液。設(shè)置粗酶液對照組、緩沖液對照組和樣品測量組。粗酶液對照組：200 μL 粗酶液+50 μL 醋酸鈉緩沖液，200 μL 粗酶液+50 μL MUB 緩沖溶液；緩沖液對照組：250 μL醋酸鈉緩沖液，200 μL 醋酸鈉緩沖液+50 μL MUB緩沖溶液，200 μL+50 μL 底物；樣品測量組：200 μL粗酶液+50 μL 底物，各土壤酶底物見表2，在室溫下培養(yǎng)熒光板和氧化酶板，培養(yǎng)時(shí)間根據(jù)酶的不同有所差異。培養(yǎng)結(jié)束后，在熒光板中依次添加10 μL NaOH（1 mol·L-1）以終止反應(yīng)，在365 nm激發(fā)和450 nm 發(fā)射下讀取熒光板，表達(dá)單位為μmol·h-1·g-1。

表2 土壤酶活性測定底物Table 2 Substrate for determination of soil enzyme activity

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，通過SPSS 26.0 統(tǒng)計(jì)分析軟件對各樣地土壤養(yǎng)分、化學(xué)計(jì)量比及酶活性進(jìn)行單因素方差分析（One-way ANOVE）和多重比較（LSD 法，P=0.05），分析比較土壤各化學(xué)計(jì)量特征之間和酶活性之間差異顯著性。使用Origin2021 插件Correlation Plot 進(jìn)行皮爾遜相關(guān)性分析（Pearson correlation analysis）作圖。C/N，C/P，C/K，N/P，N/K，P/K 均采用質(zhì)量比，與C 相關(guān)的比值均采用SOC數(shù)據(jù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 草甸退化對土壤養(yǎng)分含量及pH值的影響

退化程度對高寒草甸土壤化學(xué)性質(zhì)的影響因其指標(biāo)不同而異（圖1）。其中，土壤SOC、TN 及TC［圖1（a）、1（b）、1（f）］隨著退化程度的加劇呈下降趨勢，且隨著土壤深度的增加，退化程度對三者的影響逐步減弱。與原生植被樣地0～5 cm 土壤SOC、TN 及TC 含量相比，重度退化樣地分別顯著下降58.35%、62.88%、58.32%，與原生植被樣地10～20 cm土壤SOC、TN 及TC 含量相比，重度退化樣地分別顯著下降49.29%、43.63%、49.33%。不同土層土壤TP 含量隨退化程度的加劇呈先增加后降低趨勢［圖1（c）］，輕度退化樣地0～5、5～10、10～20 cm 土壤全磷含量分別較原生植被樣地高18.32%、50.92%、107.08%，重度退化樣地0～5、5～10、10～20 cm 土壤TP 含量分別較輕度退化樣地下降22.52%、15.97%、25.96%。土壤TK 隨退化程度的加劇呈增加趨勢［圖1（d）］，重度退化樣地0～5 cm、5～10 cm、10～20 cm 土壤TK 含量分別較原生植被樣地顯著增加62.63%、42.24%、49.12%。隨退化程度加劇，高寒草甸0～5 cm、5～10 cm 土壤pH 值呈波動(dòng)上升趨勢，10～20 cm土壤pH值無明顯變化規(guī)律［圖1（e）］。

2.2 草甸退化對土壤化學(xué)計(jì)量比的影響

除C/N 隨退化程度呈相對穩(wěn)定的趨勢外，其余土壤C、N、P、K 化學(xué)計(jì)量比隨著退化程度的加劇基本呈降低趨勢，且降低趨勢隨著深度的增加逐漸減?。▓D2）。其中與原生植被樣地0～5 cm C/K、C/P、P/K、N/K、N/P 相比，重度退化樣地分別顯著下降73.28%、54.66%、42.86%、75.58%、59.25%，與原生植被樣地10～20 cm C/K、C/P、P/K、N/K、N/P 相比，重度退化樣地分別下降75.68%、60.49%、15.42%、31.95%、21.13%，除P/K 外，差異均達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。高寒草甸0～5 cm、5～10 cm C/N隨退化程度的加劇無明顯變化，二者分別穩(wěn)定在19.03、21.02 上下，10～20 cm SOC/N 隨退化程度的加劇呈先下降后穩(wěn)定的趨勢，與原生植被樣地10～20 cm C/N 相比，輕度退化樣地顯著降低32.59%，輕度退化至重度退化樣地10～20 cm C/N 無顯著變化，基本穩(wěn)定在18.41 cm上下。

圖2 高寒草甸不同退化程度土壤化學(xué)計(jì)量比變化：土壤有機(jī)碳/全氮（a）；土壤有機(jī)碳/全鉀（b）；土壤有機(jī)碳/全磷（c）；土壤全磷/全鉀（d）；土壤全氮/全鉀（e）；土壤全氮/全磷（f）Fig. 2 Changes of soil stoichiometric ratio at different degradation stages in an alpine meadow：C/N （a）； C/K （b）； C/P （c）； P/K （d）； N/K （e）； N/P （f）

2.3 草甸退化對土壤酶活性的影響

隨著退化程度的加劇，高寒草甸不同深度土壤BX、NAG、AP、BCE、BG 活性均呈先增加后降低趨勢，在輕度退化階段達(dá)到最高值（圖3）。同時(shí)，也可以看到無論高寒草甸發(fā)生退化與否，上述五種酶活性隨著深度的增加均呈降低趨勢。其中，輕度退化樣地0～5 cm 土壤BX、NAG、AP、BCE、BG 活性分別較原生植被樣地顯著增加168.43%、167.13%、75.76%、1 308.48%、197.23%，重度退化樣地0～5cm 土壤BX、NAG、AP、BCE、BG分別較輕度退化樣地顯著下降85.72%、92.53%、75.87%、92.93%、76.71%。

圖3 高寒草甸不同退化程度土壤酶活性變化：β-1，4-木糖苷酶BX（a）；β-纖維二糖苷酶BCE（b）；β-葡萄糖苷酶BG（c）；酸性磷酸酶AP（d）；β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶NAG（e）Fig. 3 Changes of soil enzyme activities in different degraded levels of alpine meadow： β-xylosidase （a）；β-fibrodiglycosidase （b）； β-D-Glucosidase （c）； acid phosphatase （d）； β-N-acetylglucosaminidase （e）

2.4 土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性相關(guān)性分析

土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性相關(guān)系數(shù)矩陣如圖4 所示。結(jié)果表明土壤SOC 含量與土壤TN 含量、C/P、C/K、N/P、N/K 呈顯著正相關(guān)，其中，與TN的相關(guān)系數(shù)為0.90。同時(shí)，土壤SOC 含量與土壤TP含量、P/K呈正相關(guān)，與pH值呈負(fù)相關(guān)。土壤TN與TP、C/K、N/P、N/K、P/K呈顯著正相關(guān)，與土壤TK呈負(fù)相關(guān)，與BX、AP、BG 三種酶呈正相關(guān)關(guān)系。土壤TK 含量與C/K、N/P 呈顯著負(fù)相關(guān)。P/K 與BX、NAG、AP、BCE、BG 五種酶活性呈顯著的正相關(guān)關(guān)系。

圖4 土壤C、N、P、K化學(xué)計(jì)量特征與酶活性關(guān)系的相關(guān)關(guān)系矩陣（*P＜0.05， **P＜0.01）Fig. 4 Correlation matrix of the relationship between soil C， N， P and K stoichiometric characteristics and enzyme activities （*P＜0.05， **P＜0.01）

進(jìn)一步對土壤化學(xué)計(jì)量特征進(jìn)行Monte-Carlo檢驗(yàn)，得到土壤化學(xué)計(jì)量特征的解釋量與顯著性檢驗(yàn)結(jié)果（表3），發(fā)現(xiàn)土壤化學(xué)計(jì)量特征值P/K、N/K、TP 對酶活性影響較大，其中P/K 對酶活性的影響達(dá)到極顯著水平（P=0.002＜0.01），N/K、TP、C/P 對酶活性影響達(dá)到顯著水平（P＜0.05）。P/K、N/K、TP 化學(xué)計(jì)量特征所占解釋量分別為65.6%、13.4%、6.3%，是影響酶活性的主要因子，土壤pH 值、N/P、TK、SOC、TN、C/K、C/N 的影響均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。

表3 土壤化學(xué)計(jì)量特征解釋量與顯著性檢驗(yàn)Table 3 Interpretive quantity and significance test of soil stoichiometric characteristics

3 討論

3.1 土壤化學(xué)計(jì)量特征對不同退化程度的響應(yīng)規(guī)律

土壤C、N、P、K 化學(xué)計(jì)量及其計(jì)量比是反映土壤有機(jī)質(zhì)組成和質(zhì)量程度的重要指標(biāo)［21］，對草地植被的生長發(fā)育和演替具有重要影響。本研究表明，隨著退化程度的加劇和土層的加深，土壤SOC、TC及TN 含量呈下降趨勢，這一結(jié)果與伍星等［22］的研究結(jié)果一致，這可能是因?yàn)椋海?）由于草地退化導(dǎo)致植被蓋度降低，土壤含水量下降，降低了土壤微生物活性，限制了土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化速率［23］，最終降低了土壤中C、N 的積累量；（2）隨退化程度的加劇，導(dǎo)致草地退化的主要原因由放牧、氣候變化等外因轉(zhuǎn)化為土壤養(yǎng)分失衡的內(nèi)因［24］，進(jìn)而降低草地C 素和N 素的積累速率，影響草地的C、N 含量；（3）高寒草甸的退化過程加劇了土壤呼吸作用［25］，加速了土壤SOC 和N 素含量的流失［26］。（4）隨著深度的增加，高寒草甸地下生物量明顯減少［26］，限制了土壤中的有機(jī)質(zhì)積累，降低了深層土C、N 含量。土壤TP 含量隨著退化程度的加劇呈先增加后降低的趨勢，在輕度退化階段達(dá)到最高值，pH值隨退化程度加劇變化無明顯規(guī)律，這與李雪萍等［27］的結(jié)果一致，這是由于草地退化導(dǎo)致微生物活性降低，對土壤中的有機(jī)P 礦化作用減弱，植物對P 的吸收減少，在輕度退化階段增加了P的積累量［13］。隨退化程度的進(jìn)一步加劇，土壤肥力逐漸降低，P 含量也逐漸下降。pH 值的變化可能是由于不同退化階段的采樣地點(diǎn)相隔較遠(yuǎn)，植被類型和土壤母質(zhì)存在一定的差異。土壤中TK 含量表現(xiàn)為重度退化顯著高于其他退化程度，這是由于土壤TK 含量受風(fēng)化因素影響較大，草地退化后加速了土壤的風(fēng)化，使得土壤中的K 得到更多的釋放［28］。同時(shí)，由于退化導(dǎo)致植被覆蓋度降低，土壤中植物對K 的需求量減少，所以重度退化草地土壤中TK 含量高于原生植被、輕度退化和中度退化草地［10］。土壤C/N 整體呈較為穩(wěn)定的狀態(tài)，這與林麗等［29］的研究結(jié)果一致，但羅亞勇等［30］等的研究表明高寒草甸C/N 隨退化程度加劇呈下降趨勢，出現(xiàn)這種差異的原因可能與所選樣地的土壤肥力有關(guān)，C/N 是土壤肥力的表征，數(shù)值越大，土壤肥力越強(qiáng)。本研究所選的高寒草甸樣地具有較好的肥力條件，C/N 變化不明顯。土壤C/P、C/K、N/K、N/P 隨退化程度和土層的加深而降低，這與羅亞勇等［30］的研究結(jié)果一致，較低的C/P 是磷有效性高的一個(gè)指標(biāo)［3］，不同土層中度退化和重度退化的C/P比值均低于全球生態(tài)系統(tǒng)土壤的平均水平C/P（186）［31］，表明在中度和重度退化土壤中有效P含量較高，結(jié)合該退化程度下土壤P含量變化較為穩(wěn)定，這可能是由于退化過程增加高寒草甸淺層土壤pH值，導(dǎo)致土壤中的鐵和鋁等對P 的固定和沉降作用減弱，使得土壤中的有效P 含量處于一個(gè)較高的狀態(tài)［32］。

3.2 土壤酶活性對不同退化程度的響應(yīng)規(guī)律

土壤酶的催化作用對土壤中C、N和P等元素的循環(huán)與遷移有著重要作用，酶活性在一定程度上能夠用來作為表征土壤生產(chǎn)力和土壤肥力質(zhì)量的指標(biāo)。其中，水解酶對于土壤生態(tài)系統(tǒng)中的C 和N 循環(huán)具有重要作用［6］。本研究發(fā)現(xiàn)隨著退化程度的加劇，高寒草甸五種水解酶均呈現(xiàn)先增加后降低趨勢，輕度退化樣地土壤水解酶活性均呈現(xiàn)出較高水平。這與談嫣蓉等［33］、蔡曉布等［34］的研究結(jié)果一致。這可能是由于三江源地區(qū)寒冷的氣候條件對土壤微生物的活動(dòng)和數(shù)量產(chǎn)生了影響，原生植被階段植被濃密且蓋度較高，造成表層土壤接收到的太陽輻射相對較低，土壤微生物的種類和數(shù)量較少，導(dǎo)致土壤水解酶活性相對較低［26］。至輕度退化階段，植被蓋度降低，促使地表接收到更多的太陽輻射，表層土壤溫度增加，地上總生物量達(dá)到最高［35］，明顯提高了土壤水解酶活性。由輕度退化至重度退化階段，盡管植被蓋度進(jìn)一步減少，有利于表層土壤溫度的提高。然而，由于地上生物量和土壤養(yǎng)分，特別是速效養(yǎng)分的急劇減少［36］，導(dǎo)致土壤酶活性沒有進(jìn)一步提高，反而快速降低。AP活性與土壤中P 含量具有密切關(guān)系，在缺P 脅迫條件下，植物根系會(huì)誘導(dǎo)分泌AP 使土壤中的有機(jī)P 礦化為無機(jī)磷供植物吸收利用，P 的消耗會(huì)提高土壤中AP 的活性［37］。本研究中輕度退化草地AP 活性顯著高于原生植被，這與蔣永梅等［38］的研究結(jié)果一致，主要是由于該地區(qū)原生植被土壤條件較好，養(yǎng)分足夠供給植物生長，不需要大量的AP 分解有機(jī)P，造成AP 活性相對較低［28］。本研究中五種酶活性在不同土層退化草地隨土壤深度的增加而遞減，這與秦嘉海等［39］的研究結(jié)果一致，這主要是因?yàn)楸韺油寥琅c空氣接觸面積更大且較為松軟，所以微生物較為活躍，隨著土層的加深，土壤緊實(shí)度加大，土壤溫度降低，微生物的活動(dòng)受到抑制［40］。

3.3 土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性的相互作用關(guān)系

通過皮爾遜分析得出高寒草甸退化過程中土壤的化學(xué)計(jì)量特征與酶活性之間不是相互獨(dú)立的，它們之間存在一定的相關(guān)性（圖4）。本研究發(fā)現(xiàn)，不同退化程度草甸土壤SOC、TN、TP 含量與五種水解酶活性呈正相關(guān)關(guān)系。這與李以康等［41］認(rèn)為高寒草甸土壤酶活性與營養(yǎng)成分含量之間相關(guān)不顯著研究結(jié)果存在差異。這主要是由于本研究所涉及的五種水解酶與土壤C、N、P 循環(huán)關(guān)系更為密切［8］，水解酶活性降低，會(huì)抑制土壤SOC和氮化合物等的轉(zhuǎn)化，進(jìn)而影響土壤C、N 循環(huán)過程。同時(shí)，微生物依靠基質(zhì)碳分泌酶，土壤酶活性會(huì)隨著土壤SOC 含量的降低而降低［42］，AP 能將土壤中的有機(jī)磷化合物水解為無機(jī)態(tài)P，供植物直接吸收利用，參與土壤P 循環(huán)［43］。高寒草甸退化過程中土壤TK 含量及C/N 與水解酶活性呈負(fù)相關(guān)，這可能是由于風(fēng)化等因素導(dǎo)致高寒草甸退化過程中TK 含量的積累［28］，同時(shí)K+對本研究涉及的五種水解酶激活作用較弱，由于目前涉及K+對土壤酶激活作用的研究相對較少，二者相互作用關(guān)系有待進(jìn)一步探究。C/N與酶活性呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明在退化過程中土壤水解酶活性相較于土壤TN 含量受SOC 含量影響較大，這是因?yàn)閺脑脖坏街卸韧嘶^程中SOC 流失速度大于N 的流失速度，從中度退化到重度退化階段土壤中N 的流失速度大于SOC 的流失速度［44］。同時(shí)，酶活性在輕度退化呈現(xiàn)出較高水平，所以本研究所涉及的五種水解酶活性與土壤SOC 含量的關(guān)系更為密切。這一結(jié)果可為施加不同比例C、N、P 等土壤養(yǎng)分能夠加快高寒草甸的恢復(fù)提供一定理論依據(jù)。不同退化程度下影響高寒草甸土壤酶活性的重要因子有P/K、N/K、TP，其中，土壤P、K 主要受土壤母質(zhì)影響，N除受到母質(zhì)影響外，還受地表枯落物分解作用和植物吸收利用的影響［45］，P/K 與酶活性極顯著正相關(guān)表明酶活性與土壤母質(zhì)存在較強(qiáng)的聯(lián)系，其作用機(jī)制還有待進(jìn)一步探究。鑒于TP可通過直接效應(yīng)作用于磷酸酶［44］，是土壤中影響酶活性的重要因子，造成TP與酶活性呈顯著正相關(guān)。

4 結(jié)論

本研究表明，高寒草甸草地退化與土壤化學(xué)計(jì)量特征及酶活性關(guān)系密切：

（1）隨著高寒草甸草地退化程度的加劇，不同土層土壤中的SOC 和TN 含量隨退化程度的加深整體呈現(xiàn)降低趨勢，TK 含量呈波狀增加，TP含量變化相對不顯著，土壤C、N、P、K化學(xué)計(jì)量比整體上隨著退化程度的加劇呈現(xiàn)降低趨勢。五種水解酶活性在輕度退化草地中均表現(xiàn)出較高水平，在中度和重度退化中呈階梯式下降。

（2）通過皮爾遜分析得出土壤化學(xué)計(jì)量特征與酶活性之間不是相互獨(dú)立的，它們之間具有緊密的聯(lián)系，具有一定的相關(guān)性，P/K 和N/K 是影響土壤水解酶活性的重要因子，土壤化學(xué)計(jì)量特征和酶活性對高寒草甸土壤具有共同影響。

研究結(jié)果對加快退化高寒草甸恢復(fù)工作的推進(jìn)，實(shí)現(xiàn)高寒草甸可持續(xù)發(fā)展具有一定啟示作用。