馬偉偉,王麗霞,李 娜,鄭東輝,謝路路,劉 慶,尹春英,*

1 中國科學(xué)院成都生物研究所,中國科學(xué)院山地生態(tài)恢復(fù)與生物資源利用重點實驗室, 生態(tài)恢復(fù)與生物多樣性保育四川省重點實驗室, 成都 610041 2 中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049

大氣氮(N)沉降作為全球氣候變化的主要特征之一,其來源和分布一直在增長和擴散,預(yù)計到2050年,亞洲的高N沉降地區(qū)將會大幅度增加[1]。政府間氣候變化委員會(IPCC)和國際地圈與生物圈計劃(IGBP)的很多核心項目都將N循環(huán)作為主要研究內(nèi)容[2]。N循環(huán)是陸地生態(tài)系統(tǒng)最主要的生態(tài)過程之一[3],它不僅為植物生長發(fā)育提供物質(zhì)基礎(chǔ),而且關(guān)系著生態(tài)系統(tǒng)的能量轉(zhuǎn)化和生態(tài)演替[4]。近年來歐美關(guān)于大氣N沉降的15N同位素示蹤試驗表明,只有約3% 的沉降N被固定在森林林木中,其余大部分被固定在土壤中[5],但大量的沉降N在土壤中會對其生態(tài)學(xué)過程有何影響？至今仍不清楚。全球變化也導(dǎo)致降雨格局發(fā)生改變,主要表現(xiàn)為降雨的時空分布不均。IPCC 2013年報告指出,到本世紀(jì)末降雨較多的地區(qū)降雨量將會進(jìn)一步增加,而干旱地區(qū)將會越來越干旱。土壤水分與氮素有效性對植物生長存在顯著的耦合效應(yīng)[6],也直接影響著土壤生物化學(xué)過程[7]。

在過去的十幾年,全球變化對陸地生態(tài)系統(tǒng)影響的研究大多集中在地上部分,近年來,地下生態(tài)學(xué)成為研究熱點[8- 9]。生態(tài)系統(tǒng)的地下部分(根系和土壤)不僅為植物提供有效的養(yǎng)分和水分,而且是陸地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)的重要場所和環(huán)節(jié)[10]。土壤酶作為地下部分最主要的生物學(xué)指標(biāo)之一,是森林生態(tài)系統(tǒng)中凋落物分解和土壤有機質(zhì)轉(zhuǎn)化等土壤生物化學(xué)過程中最為活躍的生物活性物質(zhì)[11],也是影響森林土壤物質(zhì)循環(huán)的主要因素之一。土壤酶活性不僅受土壤水分、溫度與pH等環(huán)境因子的影響[12-13],還與土壤類型、群落生物量、植被特征、土壤動物類群與數(shù)量以及酶類本身的性質(zhì)有關(guān)[14]。在陸地生態(tài)系統(tǒng)主要物質(zhì)(碳氮磷)循環(huán)過程中,土壤酶起到關(guān)鍵性作用[15]。川西地區(qū)的楊屬植物種類資源豐富,青楊在該區(qū)域廣泛分布[16]。因此本研究選擇青楊為材料,研究氮沉降在不同土壤水分狀況下對土壤酶活性的影響,對于幫助我們認(rèn)識不同水分條件下氮素的環(huán)境效應(yīng)具有一定理論和實際意義,對于理解森林生態(tài)系統(tǒng)地下生態(tài)學(xué)過程對氣候變化的響應(yīng)和應(yīng)對具有重要的科學(xué)意義。

關(guān)于森林生態(tài)系統(tǒng)土壤酶的研究,大部分基于單因素試驗(比如單一的氮添加或降水改變),對多因素疊加作用的研究還比較缺乏[17]。根據(jù)現(xiàn)有的大部分實驗結(jié)果發(fā)現(xiàn),氮添加條件下,水解酶活性提高,而氧化酶活性被抑制[18-20]。氮沉降,除對碳過程相關(guān)酶活性有影響外,對氮、磷過程相關(guān)的酶活性也有著促進(jìn)或抑制作用[21-22]。當(dāng)前只有少數(shù)的研究是關(guān)于土壤酶活性對降水改變的響應(yīng),而且這些研究又大多集中在高緯度地區(qū)和美洲地區(qū),而其他低緯度及其他洲地區(qū)此方面的研究還是相當(dāng)匱乏[23]。本研究選擇與土壤C、N、P轉(zhuǎn)化過程密切相關(guān)的5種土壤酶：β-D-葡萄糖苷酶(β-D-glucosidase, βG)、過氧化物酶(Peroxidase, PER)、多酚氧化酶(Polyphenol oxidase, PPO)、β-N-乙酰葡糖胺糖苷酶(β-N-acetylglucosaminidase, NAG)和酸性磷酸酶(Acid phosphatase, AP),其中βG主要作用是將纖維素降解為葡萄糖而參與土壤C循環(huán)過程；而PER和PPO主要是參與難降解的木質(zhì)素分解過程、土壤腐殖化過程等[24]；NAG是降解幾丁質(zhì)和肽聚糖、水解氨基葡萄糖[25],是氮礦化的關(guān)鍵酶；AP主要參與有機磷的礦化,能夠催化磷酸單脂的水解及無機磷釋放。探討不同濃度的氮沉降在不同土壤水分狀況下,土壤酶活性隨時間的動態(tài)響應(yīng)。研究結(jié)果將為理解氮沉降在不同水分狀況下森林生態(tài)系統(tǒng)中土壤生態(tài)學(xué)過程提供理論參考,也可為森林的經(jīng)營和管理提供指導(dǎo)依據(jù)。

1 研究地區(qū)與研究方法

1.1 試驗地概況

試驗于2017年5月—9月在中國科學(xué)院成都生物研究所茂縣山地生態(tài)系統(tǒng)定位研究站(31°42′N,103°54′E,海拔1826 m)進(jìn)行。試驗地位于四川省阿壩州的茂縣,地處青藏高原東緣橫斷山系北段,是青藏高原東緣和長江上游生態(tài)環(huán)境十分脆弱的高山峽谷地帶的典型代表。該區(qū)屬于暖溫帶亞高山季風(fēng)氣候,年平均氣溫、年積溫、年降水量和年蒸發(fā)量分別為8.9℃、2690.8℃、919.5 mm、795.8 mm。植被屬針闊葉落葉常綠混交林。該區(qū)土壤主要為淋溶褐土和棕壤土。

1.2 試驗設(shè)計與樣品采集、處理

于2017年5月初在當(dāng)?shù)刂饕紊值牧窒虏杉寥?土壤基本情況如下：土壤為棕壤土,pH 6.88,全氮含量2.2 g/kg,有機質(zhì)含量27.5 g/kg,銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量分別為5.28、32.20 mg/kg,有效磷含量6.93 mg/kg。土壤經(jīng)過篩、混勻后,分裝到直徑30 cm、高28 cm的圓形塑料花盆中,每盆裝15 kg。

2017年3月初選取直徑為1.0—1.5 cm的一年生青楊枝條,剪取長度約為15—20 cm的扦插條(上端剪成平口,下端剪成斜口),采用直插法進(jìn)行扦插,覆土澆水的同時用塑料薄膜覆蓋。2017年5月初,待扦插苗長勢穩(wěn)定,選取大小一致的幼苗移栽到上文提到的花盆中。試驗期間所有盆栽均在自然光照的遮雨塑料大棚內(nèi),目的是避免自然降雨和氮沉降的影響,大棚離地1 m高度之間為遮陽網(wǎng),目的是保證大棚內(nèi)具有良好的通風(fēng)性。試驗期間的白天溫度、夜間溫度和相對濕度分別為12—31℃、9—15℃和35%—85%。

1.3 樣品測定

在施氮后6 h、24 h、3、7、14、31 d和62 d采集土壤,采樣時每處理隨機選擇3盆作為重復(fù)。具體采樣方法：將土壤混勻后過2 mm篩,去除可見根系等,取500 g土樣保存在自封袋中,并迅速用冰袋冷藏帶回實驗室,置于4℃冰箱中保存,用于土壤酶活性測定。βG、NAG、AP活性測定采用多孔板熒光光度法(激發(fā)波長：365 nm；發(fā)射波長：450 nm),其主要原理是在低底物濃度條件下,通過檢測酶裂解釋放熒光基團(4-甲基傘形酮)所發(fā)出的熒光強度進(jìn)行檢測。PER和PPO活性測定采用多孔板分光光度法,在460 nm處測定生成物2,3-dihydroindole- 5,6-quinone- 2-carboxolate的吸光度[27]。稱取10克過篩的鮮土,烘干后利用重量之差計算其土壤含水量。于此同時稱取兩克過篩鮮土放入250 mL的三角瓶中,加入100 mL pH為5.5的醋酸鈉緩沖液并用磁力攪拌器不斷攪拌,在攪拌的同時,吸取200 μL土壤懸浮液到96孔板中,分別加入上述5種土壤酶的底物4-Methylumbelliferyl β-D-glucopaanoside、4-MethylumbelliferylN-acetyl-β-D-glucosaminide、4-Methylumbelliferyl phosphate、EDTA和L-dihydroxyphenylalanine(DOPA)以及4-Methylumbelliferone標(biāo)準(zhǔn)溶液進(jìn)行培養(yǎng),上述5種土壤酶在25℃溫度下分別培養(yǎng)5 h、2 h、2 h、4 h、4 h后,在培養(yǎng)βG、NAG、AP的熒光比色板的每個孔中加入20 μL 1 mol/L NaOH溶液終止反應(yīng)。在PER和PPO兩種氧化酶培養(yǎng)結(jié)束時(土壤顆粒已經(jīng)沉淀在96孔板的底部),從每個孔中轉(zhuǎn)移100 μL上清液至新的96微孔板中,用于上機測定。通過全波長多功能讀數(shù)儀(Varioskan Flash,Thermo,USA)測定每個孔中的吸光值,樣品酶活性用每小時每千克樣品的基質(zhì)(μmol)轉(zhuǎn)化率表示。

1.4 數(shù)據(jù)處理

利用OriginPro 8.5軟件繪制7個取樣時間點的土壤酶活性折線圖,以闡明實驗期間其動態(tài)變化。為研究實驗期間的水分和氮沉降對主要土壤酶活性的影響,我們將7次取樣的測定結(jié)果,采用Shapiro-Wilk 和Levene′s tests 對實驗數(shù)據(jù)進(jìn)行正態(tài)分布檢驗和方差齊性檢驗,然后對其平均值利用SPSS 22.0軟件進(jìn)行兩因素方差分析比較土壤水分(W)、施氮(N)及交互作用對5種土壤酶活性的影響,采用LSD多重比較的方法比較不同處理間5種土壤酶活性的差異。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤酶活性的動態(tài)變化特征

2.1.1βG活性動態(tài)變化特征

圖1 不同水氮處理下β-D-葡萄糖苷酶活性(平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)Fig.1 Dynamics of β-D-glucosidase activities in different soil water content after nitrogen fertilization (mean± SE)W40、W60、W80分別為最大田間持水量的40%、60%和80%；N0、N4、N8分別為0、4、8 g N m-2 a-1

βG活性在施氮7 d內(nèi)變化較大,7 d后隨處理時間的延長逐步平穩(wěn)(圖1)。在兩個月的實驗期間,各處理的βG活性基本都呈現(xiàn)升高-降低-升高-降低的雙峰模式：分別在施氮1天后急劇上升,然后下降,在7 d時又上升達(dá)到高峰。N0、N4和N8沉降N在W40、W60水分處理下,βG活性高峰均出現(xiàn)在1 d,其峰值分別為13.12、11.3、13.17、12.07、9.55、11.46 μmol kg-1h-1,在31 d趨于平穩(wěn),其活性穩(wěn)定在5—8 μmol kg-1h-1。N0、N4和N8沉降N在W80水分處理下,βG活性高峰均出現(xiàn)在7 d,其峰值分別為15.5、11.53、11.46 μmol kg-1h-1,在31 d趨于平穩(wěn),其活性穩(wěn)定在7—10 μmol kg-1h-1左右。

2.1.2PER和PPO活性動態(tài)變化特征

如圖2所示,PER活性在施氮14 d內(nèi)變化較大,14 d后隨處理時間的延長逐步平穩(wěn)。在實驗期間,各處理的PER活性基本都呈現(xiàn)雙峰模式：分別在施氮1天后急劇上升,然后下降,在7 d和14 d時又上升到高峰。N0W60、N0W80、N4W40、N4W80、N8W40和N8W60處理,PER活性高峰均出現(xiàn)在1 d,其峰值分別為733.5、712.7、888.1、611.7、683.1、980.2 μmol kg-1h-1。N0W40、N4W60和N8W80處理下,PER活性高峰出現(xiàn)在14d,其峰值分別為633.2、597.8、596.1μmol kg-1h-1。各處理均在31 d趨于平緩,其活性穩(wěn)定在300—400 μmol kg-1h-1。

相似地,PPO活性也在施氮14 d內(nèi)變化較大,14 d后隨處理時間的延長逐步平穩(wěn)(圖3)。在兩個月的試驗期間,各處理的PPO活性基本呈現(xiàn)雙峰模式：分別在施氮后1天后上升,然后下降,在7 d或14 d時又達(dá)到高峰。N0W40、N0W60、N0W80和N4W40處理,PPO活性高峰出現(xiàn)在7 d,其峰值分別為319.09、394.29、417.14、314.45 μmol kg-1h-1, N4W60和N4W80處理PPO活性高峰出現(xiàn)在14 d,其峰值分別為329.03、521.55 μmol kg-1h-1,N8W40、N8W60和N8W80處理,PPO活性高峰出現(xiàn)在1 d,其峰值分別為420.57、592.04、444.58 μmol kg-1h-1。各處理均在31 d趨于平穩(wěn),其活性穩(wěn)定在100—200 μmol kg-1h-1。

圖2 不同水氮處理下過氧化物酶活性(平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)Fig.2 Dynamics of Peroxidase activities in different soil water content after nitrogen fertilization (mean± SE)

圖3 不同水氮處理下多酚氧化酶活性(平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)Fig.3 Dynamics of Polyphenol oxidase activities in different soil water content after nitrogen fertilization (mean± SE)

圖4 不同水氮處理下β-N-乙酰葡糖胺糖苷酶活性(平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)Fig.4 Dynamics of β-N-acetylglucosaminidase activities in different soil water content after nitrogen fertilization (mean± SE)

2.1.3NAG活性動態(tài)變化特征

關(guān)于NAG活性在試驗處理期間的變化,研究發(fā)現(xiàn)在施氮7 d內(nèi)變化較大,7 d后隨處理時間的延長逐步平穩(wěn)(圖4)。在實驗期間,各處理的NAG活性基本都呈現(xiàn)雙峰模式：分別在施氮1天后急劇上升,然后下降,在7 d時又上升達(dá)到高峰。N0W40、N0W80、N4W40、N4W60、N8W40和N8W60處理,NAG活性高峰出現(xiàn)在1 d,其峰值分別為5.85、7.54、6.81、6.62、5.46、6.21 μmol kg-1h-1。N0W60、N4W80和N8W80處理,NAG活性高峰出現(xiàn)在7 d,其峰值分別為8.81、6.67、7.14 μmol kg-1h-1。各處理下的NAG活性均在31 d趨于平穩(wěn),其活性穩(wěn)定在4 μmol kg-1h-1左右。

2.1.4AP活性動態(tài)變化特征

如圖5所示,AP活性在施氮14 d內(nèi)變化較大,14 d后隨處理時間的延長逐步平穩(wěn)。在兩個月的實驗期間,各處理的AP活性基本都呈現(xiàn)雙峰模式：分別在施氮1天后急劇上升,然后下降,在7 d和14 d時又上升達(dá)到高峰。N0W40、N0W60、N0W80、N4W60、N4W80、N8W40和N8W60處理,AP活性高峰出現(xiàn)在1 d,其活性峰值分別為12.41、12.37、12.14、10.47、8.87、9.67、9.74 μmol kg-1h-1。N4W40和N8W80處理,AP活性高峰出現(xiàn)在7 d,其活性峰值分別為11.51、11.52 μmol kg-1h-1。各處理下的AP活性均在31 d趨于平穩(wěn),其活性在5—8 μmol kg-1h-1。

圖5 不同水氮處理下酸性磷酸酶活性(平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤)Fig.5 Dynamics of acid phosphatase activities in different soil water content after nitrogen fertilization (mean± SE)

2.2 土壤酶活性對水氮處理的響應(yīng)

2.2.1βG活性對水氮處理的響應(yīng)

在整個試驗期間,W和N均顯著影響了βG活性,兩者之間無顯著的交互作用(表1)?？傮w而言,土壤含水量的降低顯著降低了βG活性,隨著土壤水分有效性的降低,βG活性逐漸降低,在W40時達(dá)到最低。施氮對βG活性有顯著的抑制作用,而且施氮濃度越大,抑制效應(yīng)越大。由表1可以看出,無氮沉降狀態(tài)下(N0),與W80相比,βG活性在 W60、W40條件,分別降低了9.1%和14.7%(P<0.05)；氮沉降濃度在N4狀態(tài)下,與W80相比,βG活性在W40條件降低7.5%(P<0.05),W60無顯著差異；氮沉降濃度在N8狀態(tài)下,與W80相比,βG在W40條件,降低了19.1%(P<0.05),W60差異不顯著。在W40水分狀態(tài)下,與N0相比,βG活性在N8處理下,降低了16.7%(P<0.05),N4處理無顯著差異；在W60水分狀態(tài)下,與N0相比,βG活性在N8處理下,降低了8.8%(P<0.05),N4無顯著差異；在W80水分狀態(tài)下,βG活性在N4、N8處理下,分別降低了10.4%和12.2% (P<0.05)。

2.2.2PER和PPO活性對水氮處理的響應(yīng)

由表1可以看出,W、N、W×N的交互作用對PER活性無顯著影響；在整個試驗期間,W對PPO活性有顯著影響,而N、W×N的交互作用對PPO活性無顯著影響(表1)?？傮w而言,土壤含水量的降低顯著降低了PPO活性,隨著土壤水分有效性的降低,PPO活性逐漸降低,在W40時達(dá)到最低。由表1可以看出,無氮沉降狀態(tài)下(N0),與W80相比,PPO活性在W40、W60水分條件均無顯著差異；氮沉降濃度為N4狀態(tài)下,與W80相比,PPO活性在W40水分條件,降低了37.7% (P<0.05),W60與W80相比則無顯著差異；氮沉降濃度為N8狀態(tài)下,與W80相比,PPO活性在W40和W60條件無顯著差異。

表1 試驗期間各處理土壤酶活性平均值(±標(biāo)準(zhǔn)誤)及方差分析結(jié)果

N: 氮 Nitrogen; W: 水 Water.不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05);***,P<0.001; **,P<0.01; *,P<0.05; ns;差異不顯著; ns, not significant

2.2.3NAG活性在對水氮處理的響應(yīng)

W和N均顯著影響了NAG活性,兩者之間無顯著的交互作用(表1)?？傮w而言,土壤含水量的降低顯著降低了NAG活性,隨著土壤水分有效性的降低,NAG活性逐漸降低,在W40時達(dá)到最低。施氮對NAG活性有顯著的抑制作用,而且隨施氮濃度的增加,抑制效應(yīng)越大。由表1可以看出,無氮沉降狀態(tài)下(N0),與W80相比,NAG活性在W40條件,降低了17.6%(P<0.05),在W60條件無顯著差異；氮沉降狀態(tài)為N4時,與W80相比,NAG活性在W40和W60條件均無顯著差異；氮沉降狀態(tài)為N8時,與W80相比,NAG活性在W40條件,降低了15.9%(P<0.05),在W60條件無顯著差異。在W40水分狀態(tài)下,與N0相比,NAG活性在N8處理下降低了12.1%(P<0.05),在N4處理無顯著差異；在W60條件下,與N0相比,NAG活性在N4和N8處理下,分別降低了15.1%與14.9%(P<0.05)；在W80水分條件下,NAG活性在N4和N8處理下,分別降低了12.8%和13.8%(P<0.05)。

2.2.4AP活性對水氮處理的響應(yīng)

N顯著影響了AP活性,W以及W×N的交互作用對其活性無影響(表1)?？傮w而言,施氮對AP活性有顯著的抑制作用,而且隨施氮濃度的增加,抑制效應(yīng)越大。由表1可以看出,在W40水分條件下,與N0相比,AP活性在N4和N8處理下無顯著差異；在W60水分條件下,與N0相比,AP活性在N8條件下降低了11.7%(P<0.05),N4處理無顯著差異；在W80水分條件下,與N0相比,AP活性在N4處理下降低了2.7%(P<0.05),N8處理無顯著差異。

3 討論

3.1 土壤酶活性在不同水氮處理下的動態(tài)變化特征分析

從時間格局上看,5種土壤酶活性對氮沉降在不同土壤水分下的響應(yīng)趨勢大致相同,均先呈現(xiàn)波動性變化隨后5種酶活性分別在7 d和14 d呈下降并逐漸平穩(wěn)的趨勢。由圖1—圖5可知,土壤酶活性的高峰主要出現(xiàn)在溫度較高的月份,這與前人[28- 29]的研究結(jié)果相互支持。本研究中,酶的活性高峰都出現(xiàn)在溫度較高的7月,8月和9月酶活性有所降低且趨于平穩(wěn)。這可能是因為較高的土壤溫度使分泌這5種酶的微生物活動增強[30],也可能是因為不同季節(jié)中植物根系或微生物對營養(yǎng)元素攝取需求的差異[31]、季節(jié)性的土壤溫度變化引起的底物可利用性改變[32]引起的。至于在前幾個取樣時間點出現(xiàn)升高降低之后又升高又降低的現(xiàn)象,原因可能是根際分泌物引起土壤微生物的變化或者根系分泌的化感物質(zhì)對土壤酶的合成有影響[7]。本項研究還不能完全解釋這種變化規(guī)律,還需要更進(jìn)一步的深入研究。

3.2 水氮處理對土壤酶的影響

本研究結(jié)果表明,水分對βG、NAG、PPO活性有促進(jìn)作用,對AP、PER活性無影響。這與Kardol等[33]、Dilly等[34]和A′Bear等[35]的研究結(jié)論相似,提高土壤濕度后,除亮氨酸氨肽酶外,βG、纖維二糖水解酶、β-木糖苷酶、NAG活性均顯著提高,這可能是由于含水量的增加,促進(jìn)了分泌此類酶的微生物生長繁殖,從而向土壤中分泌更多的酶。Hackl等[36]發(fā)現(xiàn)土壤含水量是微生物群落結(jié)構(gòu)組成的重要調(diào)控因子,細(xì)菌和真菌的生物量也隨土壤含水量的變化發(fā)生變化[37]；而Zhou[38]的研究結(jié)果表明β-D-葡萄糖苷酶活性并沒有隨著降水量的增加而增加,這可能是因為微生物群落對含水量的響應(yīng)存在一個閾值,超過閾值會使土壤形成厭氧環(huán)境,從而抑制土壤酶活性[39]。另外,土壤含水量的變化還會影響微生物胞內(nèi)外的壓力,進(jìn)而影響微生物向環(huán)境中釋放土壤酶[40]。本研究中,土壤水分的提高顯著增加了βG、NAG、PPO活性,將會促進(jìn)土壤有機質(zhì)與養(yǎng)分的分解、速效養(yǎng)分的釋放,增強土壤肥力[41]。

關(guān)于氮沉降對水解酶活性的影響,因林分類型[42]、不同外加氮源[43]、土壤pH、亦或受到其他因素[44]影響而不同。現(xiàn)有研究表明,氮沉降下,水解酶活性提高[20,41,45]。本研究結(jié)果表明,氮沉降對βG、NAG、AP有抑制作用。這與Deforest[19]、Kang[46]和施瑤等[47]研究結(jié)果類似,大氣氮沉降抑制了βG、AP活性、NAG活性。這可能是由于本研究中的取樣地是以磷為限制性元素的生態(tài)系統(tǒng)。在磷為限制性元素的生態(tài)系統(tǒng)中,氮沉降對土壤酶活性和微生物生物量表現(xiàn)為抑制作用或無作用[48]。另外,也有可能是本研究中的氮沉降抑制了微生物的生長,土壤酶活性是土壤微生物群落新陳代謝的直接表達(dá)[49],土壤微生物數(shù)量越多,土壤酶活性越高[50]。劉星等[51]研究認(rèn)為,當(dāng)生態(tài)系統(tǒng)中本底土壤氮含量較低時,土壤酶活性對施氮多表現(xiàn)為正響應(yīng),反之,則可能表現(xiàn)為負(fù)響應(yīng)。這說明我們研究所在區(qū)域土壤本底氮含量較高,進(jìn)一步的沉降氮將會抑制酶活性,從而使該地區(qū)碳氮磷循環(huán)速度變慢。

3.3 酶活性之間的相關(guān)分析

5種酶之間的相關(guān)分析表明,只有βG和NAG活性呈顯著正相關(guān),其他酶活性之間無顯著相關(guān)性(數(shù)據(jù)未列出)。張德生和鄭洪元[59]認(rèn)為,單獨以酶活性單位作為肥力指標(biāo)有一定局限性。由于酶專一作用于某一基質(zhì),因此個別酶活性只能反映土壤專一的分解過程或營養(yǎng)循環(huán),如文中的NAG是降解幾丁質(zhì)和肽聚糖、水解氨基葡萄糖,是氮礦化的關(guān)鍵酶；AP活性可與土壤有機磷酸鹽聯(lián)系起來。本文以土壤酶為研究對象,但土壤酶活性變化的背后往往是微生物群落結(jié)構(gòu)的變化,水分和氮素的交互作用對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響仍需進(jìn)一步研究,以及在試驗周期的長短上對土壤微生物及酶的活性有一定影響,因此本試驗區(qū)多因素交互作用的試驗應(yīng)持續(xù)進(jìn)行,為該區(qū)生態(tài)系統(tǒng)中生態(tài)學(xué)過程提供更好的理論參考。

4 結(jié)論

綜上所述,兩個月的實驗期間,在不同水氮處理下,5種土壤酶活性的動態(tài)變化基本都呈現(xiàn)升高-降低-升高-降低的雙峰模式,水分與氮素的交互作用對5種土壤酶均未產(chǎn)生顯著影響。土壤水分的升高對βG、NAG、PPO有促進(jìn)作用,對AP、PER活性無影響。氮素添加抑制了3種水解酶活性,對氧化酶無顯著影響。