模擬氮沉降對高寒濕地土壤理化性質和酶活性的影響

黃瑞靈， 王西文， 馬國虎， 朱錦福*， 周華坤

(1. 青海師范大學青海省自然地理與環境過程重點實驗室， 青海 西寧 810008； 2. 開封市祥符區農業農村局， 河南 開封 475000；3.中國科學院西北高原生物研究所青海省寒區恢復生態學重點實驗室， 青海 西寧 810008)

在過去幾十年中，化石燃料的大量燃燒、工業生產廢氣的排放和氮肥的大量使用，導致土壤和大氣中的氮素含量急劇增長[1-3]。氮沉降增加影響微生物對有機質和凋落物的分解、有機質的礦化及腐殖質形成，進而引起土壤理化性質、土壤微生物群落結構與功能以及土壤酶活性改變，最終改變生態系統的物質循環[4-5]。土壤酶作為土壤生態系統的重要組成成分，參與許多重要的土壤生物化學過程和物質循環、腐殖質的合成與分解以及有機化合物的分解，促進植物和土壤微生物生長繁殖，其活性反映了土壤生物化學過程的方向和強度，能夠敏感指示土壤生境的細微變化，在土壤生物化學過程中扮演著重要的角色，并可作為土壤養分含量預測的指示性指標[6]。

土壤酶活性受眾多因素影響，氮沉降是影響土壤酶活性的重要環境因子之一[7]。隨著氮沉降增加日益嚴重，極有可能對土壤酶系統造成復雜的影響，從而影響土壤生態系統，進而影響土壤系統的碳氮循環。諸多研究表明，土壤酶作為土壤的敏感型指標，模擬氮沉降對其活性的影響非常明顯，但基于所處生態系統的不同，土壤酶活性對模擬氮沉降的響應也有所差異。劉星等在油松林中進行的氮添加研究發現，氮沉降促進脲酶活性，抑制過氧化物酶和多酚氧化酶的活性[8]；吳建波等在高寒草原進行的氮添加研究表明，氮沉降提高脲酶和磷酸酶活性，降低多酚氧化酶和過氧化氫酶活性[9]；而劉紅梅等在溫帶草原中進行的氮添加研究表明，各氮沉降處理均降低了脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶的活性[10]。這些結果表明，土壤酶活性因生態系統、氮添加量及添加時間等因素而異。

青海湖位于青藏高原的東北部，是我國西北干旱區、西南高寒區和東部季風區的交匯區，青海湖是青藏高原生態的重要水體，并對整個青海西部沙漠化起到屏障保護作用，是維系青藏高原東北部生態安全的重要屏障，備受國內外研究者的關注[11-13]。近年來，學者們對青海湖高寒草原生態系統多樣性[14]、高寒草地生態系統對氣候變化的特征[15]、氣候變化下的濕地演變[16]等領域開展了諸多研究。因氮沉降急劇升高而對全球生態系統產生重要影響[17]，已有諸多關于氮添加或氮沉降對荒漠草原[18]、農田[19]、森林[20]、濱海濕地[21]等生態系統影響的研究。然而氮沉降對青海湖高寒濕地生態系統土壤理化性質和土壤酶活性產生哪些影響，我們的了解還很有限[22]。因此，本文選取青海湖東岸高寒濕地為研究對象，通過野外模擬氮沉降試驗，研究土壤酶活性和土壤理化性質對氮沉降的響應規律，為政府部門的濕地生態系統管理提供決策依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

青海湖東岸高寒濕地(36°41′～36°42′N，100°45′～100°47′E)，是青海湖水位下降遺留下來的高寒沼澤化濕地，平均海拔在3 200 m左右，具有典型的高原大陸性氣候，光照充足，雨量較少，降水主要集中于6—9月，多年平均降水量370 mm左右[23]；土壤為水成性陰育性土壤，以沼澤土和草甸土為主[24]。研究區主要植物為華扁穗草(Blysmussinocompressus)、禾葉嵩草(Kobresiagraminifolia)、藏嵩草(K.tibetica) 小嵩草(K.humilis)和苔草(Carexarenaria)等[25]。

1.2 研究方法

1.2.1試驗設計 根據祁連山海北高寒草甸生態系統大氣氮沉降動態變化特征的數據[26]以及未來氮沉降持續增加的預期[27]，本研究于2020年在青海湖東岸高寒濕地設置12個2 m×1 m樣地，樣方間隔25 m。設置4個氮梯度處理，施氮水平分別為0 g·m-2，2 g·m-2，5 g·m-2，10 g·m-2，分別用N0(對照)，N2，N5，N10表示。采用田間隨機區組設計，每個處理3次重復。氮肥形態為NH4NO3，分別于5—9月初按照處理水平的要求，將每個樣方每次所需噴施的NH4NO3溶解于1 000 mL水中，用噴霧器人工均勻噴施于樣地，對照噴施等量的水。

1.2.2土壤樣品采集 土壤樣品采集于2020年10月中旬進行。用螺旋取土鉆在每塊樣方中采集淺層0～15 cm和深層15～30 cm深度的土樣樣品，土樣放入無菌自封袋中，約400 g左右，迅速帶回實驗室，部分土樣4℃冰箱保存，用于測定無機氮含量，另外的土樣在室內自然風干，磨碎過篩后測定土壤理化性質及酶活性。

1.2.3樣品測定 土壤有機碳含量用總有機碳分析儀(Elementa，Germany)測定；土壤全氮含量采用意大利NC Technologies公司Costech ESC 4024元素分析儀測定；土壤全磷含量采用硫酸-高氯酸酸溶鉬銻抗比色法測定；土壤銨態氮、硝態氮含量采用全自動間斷化學分析儀(CleverChem)測定。

土壤脲酶活性采用S-UE(A630)活性檢測試劑盒-分光光度法測定；過氧化氫酶活性采用S-CAT(A240)活性檢測試劑盒-紫外分光光度法測定；堿性蛋白酶活性采用S-ALPT(A680)活性檢測試劑盒-可見分光光度法測定；土壤酸性磷酸酶活性采用pH為5的醋酸溶液測定。

1.2.4數據處理 采用IBM SPSS 19.0 軟件對數據進行統計與分析，圖表采用Office 2010進行繪制。方差分析用來揭示土壤理化性質與酶活性之間的差異性，相關分析用來度量土壤理化性質和酶活性之間的相關關系，逐步回歸模型用來探索土壤酶活性與土壤理化性質間的關系。

2 結果與分析

2.1 施氮對土壤理化性質的影響

從表1可以看出，土壤理化性質對施氮的響應不同。隨著施氮量的提高，施氮處理組淺層和深層土壤的pH值有小幅度波動，但范圍較小，且與對照比較差異并不顯著。氮添加顯著影響了土壤有機碳含量，總體含量表現為N2>N5>N0>N10，土壤有機碳含量在N2處理下達到最高，其淺層和深層土壤有機碳含量分別比N0增加了57.43 g·kg-1和36.93 g·kg-1，與N0，N5及N10存在顯著差異(P<0.05)。隨著施氮濃度升高，土壤全磷含量有所改變但并不規律，不同處理同一深度土層間以及同一處理不同深度土層間均沒有顯著差異。

表1 不同氮沉降處理不同土層土壤理化性質Table 1 The difference of soil property in difference simulated nitrogen deposition treatment

氮添加后各處理淺層土壤中全氮含量為N2>N0>N5>N10，各處理與對照相比均無顯著差異，表明淺層土壤對氮添加不敏感；深層土壤全氮表現為N2>N10>N5>N0，各處理全氮含量均顯著高于對照(P<0.05)，表明氮添加可顯著提高深層土壤全氮含量。

在不同施氮處理的土壤中，銨態氮在淺層土壤中含量為N10>N0>N5>N2，僅N10處理下在淺層土壤中達到7.55 mg·kg-1，顯著高于對照及其它各處理；深層土壤銨態氮含量為N10>N5>N0>N2，各處理與對照無顯著差異；硝態氮含量隨氮添加濃度上升而逐漸下降，淺層土壤中N0硝態氮含量顯著高于N10處理，而深層土壤中，對照及各處理間的硝態氮含量無顯著差異。

2.2 氮沉降對土壤酶活性的影響

由圖1可知，土壤酶活性在不同施氮梯度及不同土層深度的變化有一定的差異。酸性磷酸酶活性均表現為淺層土壤高于深層土壤，隨著施氮量的增加，酸性磷酸酶活性由大到小表現為N10>N0>N5>N2，其中，N10處理酸性磷酸酶活性最大且與其它施氮處理和對照差異顯著(P<0.05)(圖1a)。

施氮肥提高了淺層土壤脲酶活性，N10處理中脲酶活性最高，顯著高于N2，N5和N0處理，且差異顯著(P<0.05)；深層土壤脲酶活性隨施氮量增加呈先減少后遞增趨勢，脲酶活性在N10處理中最高，與N0，N2和N5差異顯著(P<0.05)(圖1b)。

淺層土壤堿性蛋白酶活性隨著氮沉降的增加呈“N”型，表現為先增加后降低再增加的趨勢，各處理間差異不顯著；深層土壤堿性蛋白酶則呈倒“V”型，隨著施氮量的增加呈先增加后減少趨勢。N2處理下土壤堿性蛋白酶活性最高，但各處理間差異均不顯著(圖1c)。

氮沉降對過氧化氫酶活性有抑制作用，在0～15 cm土層中，酶活性隨濃度上升呈下降趨勢，對照過氧化氫酶活性顯著高于各施氮處理組，但N2，N5和N10處理間差異不顯著；在15～30 cm土層中，酶活性隨施氮量增加呈降低趨勢，對照與N2比較差異不顯著，N5和N10間無差異，但顯著低于對照及N2(P<0.05)(圖1d)。

圖1 不同氮沉降處理不同土層土壤酶活性特征Fig.1 The characteristics of soil enzyme activities in different nitrogen deposition treatments and layers

在同一濃度處理下，酸性磷酸酶和脲酶活性隨施氮量增加呈增加趨勢，堿性蛋白酶無明顯變化規律，過氧化氫酶活性隨施氮量增加而降低。同一施氮水平下，酸性磷酸酶、堿性蛋白酶和過氧化氫酶活性表現為淺層土壤高于深層土壤。

2.3 土壤酶活性與土壤理化性質的關系

由表2可知，土壤pH值、全磷含量、全氮含量與土壤酶活性均無顯著相關性。脲酶、酸性磷酸酶活性與銨態氮含量顯著正相關(P<0.05)，其相關系數分別為0.772和0.745；堿性蛋白酶活性與有機碳含量極顯著正相關(P<0.01)，與銨態氮含量負相關，但相關性不顯著；過氧化氫酶活性與硝態氮含量顯著正相關(P<0.05)，其相關系數為0.732。整體來看，土壤理化性質與酶活性存在顯著的相關關系。

表2 土壤酶活性與土壤理化性質的相關關系Table 2 The relationship between soil enzyme activity and soil property

從研究結果中可以得出，土壤酶活性與土壤理化性質間存在一定相關性，使用逐步回歸分析進一步對土壤酶活性與土壤理化性質建立回歸模型，模型結果見表3。模型結果顯示速效鉀、銨態氮和速效磷含量是影響土壤脲酶活性的重要因子，其中銨態氮和速效磷是影響脲酶活性最大的因子；速效鉀、全磷、速效磷、有機質、銨態氮和硝態氮是影響酸性磷酸酶的重要因子，其中全磷和硝態氮是影響土壤酸性磷酸酶的最大因子；水分、pH值、全磷、全鉀和速效鉀是影響堿性蛋白酶活性的重要因子，其中pH和全磷是影響最大的因子；水分、pH值、速效氮、速效磷和銨態氮是影響過氧化氫酶活性的重要因子，其中pH值、速效磷和銨態氮是影響最大的因子。

表3 土壤酶活性與土壤性質的逐步回歸模型Table 3 Liner modeling about soil enzyme and soil property

3 討論

3.1 氮沉降對土壤理化性質的影響

本研究中，施氮后引起土壤酸堿度下降，但降低幅度與對照相比差異不顯著，這可能與施氮時間短、施氮量小有關，也可能與樣地地下水位較高，加之土壤本身呈弱堿性，緩沖了施氮后對土壤酸堿度的影響有關。在溫帶草地的施氮研究結果表明[28-29]，土壤pH值顯著降低與施氮量和施氮后的年限有關，土壤pH值的降幅隨土壤深度的增加而降低。

土壤有機碳是土壤的重要組分，在土壤功能和生態系統價值中發揮重要作用，影響全球碳循環。已有的研究表明，施氮對土壤有機碳的影響與施氮類型、施氮量以及持續時間等相關。劉永萬等[30]研究表明，隨著施氮量的增加，土壤有機碳含量存在上升的趨勢。在本研究中，土壤有機碳含量隨氮添加的增加呈先上升后逐漸下降的趨勢，有機碳含量隨土層深度的加深逐漸降低，即土壤有機碳含量隨土壤深度呈現遞減趨勢，土壤有機碳主要來自濕地植物光合產物的積累。這一結果與劉英等[13]對環青海湖高寒濕地土壤有機碳研究得出結論基本一致。

氮素是衡量土壤肥力的重要指標，通常認為氮素對植物的生長起重要作用[31]。諸多研究發現，濕地生態系統中的全氮含量存在隨土層深度的加深而呈減少的趨勢[32-34]。而本研究發現，全氮含量在淺層土壤中各處理與對照間無顯著差異，此結果與向雪梅等的研究結果一致[35]；深層土壤全氮含量均顯著高于對照，這可能是因為氮添加后促進了植物的同化作用，從而增加了深層土壤中全氮含量。

本研究中的土壤銨態氮含量在N10處理中顯著增加，隨著氮沉降增加，微生物的硝化作用增強，使土壤中銨態氮含量增多。土壤中銨態氮含量與氮添加量密切相關，施氮量越高，濕地土壤中銨態氮含量也就越高，這一結果與已有的研究相吻合[36-37]。硝態氮含量依外源氮添加的增加而逐漸減少，淺層土壤中高于深層土壤，一方面可能是由于隨著土層深度的增加，地下水位交替變化，導致硝態氮下滲和損失；另一方面植物通過根系優先吸收利用硝態氮，促進植物生長并吸收更多硝態氮，從而加速消耗深層土壤中的硝態氮，使濕地土壤氮添加后反而降低了土壤中硝態氮含量，這與劉高軍等[38]等的研究類似。

氮添加后土壤全磷含量在各處理的不同深度土壤中并無顯著變化，這可能與施加的氮肥種類有關，此結果與陳林等[39]研究結果吻合。

3.2 氮沉降對土壤酶活性的影響

土壤的養分循環情況可通過與碳、氮循環相關的土壤酶活性變化得以反映，且因酶的敏感性，微小的環境變化就可引發酶活性的改變。氮沉降改變土壤有效氮含量后，可緩解土壤微生物受氮素限制的狀況，反而受限于碳素含量及對其的攝取，進而改變微生物區系組成和豐富度。此外，氮添加也可能影響土壤中難降解物質的分解轉化，土壤養分濃度發生改變后，反過來又影響了土壤酶的活性[40]。

本研究結果表明，隨著氮添加含量的增加，土壤酸性磷酸酶活性存在升高的趨勢，且N10顯著高于對照和其它處理，說明施氮提高酸性磷酸酶活性，其促進作用與施氮多少有關，施氮量越大則酶活性越高。土壤脲酶活性與土壤中氮素循環有關，脲酶活性隨氮沉降增加而提高，與已有的研究[41-42]結果基本一致。

土壤有效氮含量因外源氮添加而增加，由此刺激微生物分泌脲酶以分解有機物來滿足菌體生長的需求。另外，施氮也可能提升了脲酶的底物濃度，正向反饋提升了其活性。

過氧化氫酶是廣泛存在于細胞內的一類防御性質的酶，通過分解過氧化氫達到降低其對細胞的傷害的作用[43]。本研究結果顯示，氮添加均降低了淺層土壤中過氧化氫酶的活性，深層(15～30 cm)土壤中過氧化氫酶活性低于淺層，可能源自高寒濕地土壤透氣性差，在缺氧環境中過氧化氫含量隨之降低，進而減少了過氧化氫酶的生成。

土壤堿性蛋白酶活性與土壤中氮素營養的轉化狀況有極其重要的關系，在土壤中的分布具有明顯的層次性[44]。而在本研究中，堿性蛋白酶活性與施氮量之間并無顯著相關性，土壤中蛋白酶活性有所變化但并不規律，深層土壤中蛋白酶活性隨施氮量增加呈先上升后下降趨勢，這與鄭洪元等[45]研究結果不同，表明高寒濕地土壤中堿性蛋白酶的變化規律需要進一步的研究。

3.3 土壤酶與土壤理化性質的關系

施氮會導致土壤中的碳、氮、磷含量及酶活性發生變化，外源氮添加改變了土壤養分狀態及微生物活性，間接地提高了土壤酶活性[46]。本研究中的脲酶活性、酸性磷酸酶活性與銨態氮呈現顯著正相關關系，表明氮的添加影響了脲酶和酸性磷酸酶的活性，這與沈芳芳等人[47]的研究結論一致，說明氮添加影響了氮和碳的循環過程，同時促進了植物分解。

堿性蛋白酶是在堿性條件下(pH 9.0～11.0)水解蛋白質肽鍵的酶[48]，其最適反應pH值為10.5[49]。在本研究中，試驗環境pH呈弱堿性，在氮添加后各處理土壤pH與對照比較并無顯著差異，因此對酶活性影響不大；堿性蛋白酶活性含量與有機碳活性含量呈極顯著正相關，N2處理下有機碳含量顯著高于對照及其它處理，堿性蛋白酶活性也達到最高，但與對照及其它處理比較差異不顯著，氮添加并未顯著提高堿性蛋白酶活性，這可能與濕地弱堿性環境有關。濕地土壤中堿性蛋白酶活性與土壤理化性質之間的關系還需深入研究。

過氧化氫酶活性與硝態氮含量顯著正相關，與宋學貴等[50]的研究相吻合，這可能是氮添加后銨態氮的淋失改變了土壤的理化性質和微生物組成，最終改變了微生物對底物的利用，抑制了過氧化氫酶活性。

綜上可以看出，氮添加影響高原濕地生態系統的物質循環過程，且氮添加的過程對不同酶活性具有差異性。而對影響酶活性的因子進行探索時，發現土壤全碳、氮含量是影響土壤酶活性的主要因子，而全磷含量對4種酶活性的影響無顯著差異。

4 結論

在青海湖高寒濕地通過氮添加方式研究土壤理化性質與酶活性之間的關系，結果表明：土壤硝態氮和有機碳含量隨施氮梯度上升逐漸降低；脲酶活性、酸性磷酸酶活性與銨態氮含量顯著正相關，過氧化氫酶活性與硝態氮含量呈顯著正相關，堿性蛋白酶活性與土壤有機碳含量呈極顯著正相關；4種酶活性對氮沉降的響應有差異，土壤全碳和氮含量是影響土壤酶活性的主要因素。