付 倩,鄭榮波,方 昕,郭雪蓮,*

1 西南林業(yè)大學濕地學院,昆明 650224

2 國家高原濕地研究中心,昆明 650224

3 西南林業(yè)大學化學工程學院,昆明 650224

土壤酶是驅(qū)動土壤物質(zhì)循環(huán)過程的重要因素[1],是土壤中生物化學過程的主要參與者,是生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動過程中最活躍的生物活性物質(zhì)之一[2]。土壤酶調(diào)控濕地土壤碳、氮、磷循環(huán)過程,不僅影響濕地初級生產(chǎn)力,還影響濕地溫室氣體排放,關系到全球氣候變化。土壤酶是一種活性的蛋白質(zhì),其活性很容易受到環(huán)境中物理、化學及生物因素影響,對自然和人為因素引起的變化非常敏感。

滇西北地處少數(shù)民族聚集的農(nóng)牧交錯帶,是云南高原濕地的集中分布區(qū),當?shù)貙τ跐竦刭Y源利用的主要途徑是放牧。位于滇西北核心的納帕海濕地是我國低緯度高海拔的獨特類型,是滇西北地區(qū)受放牧干擾最為典型和嚴重的區(qū)域,當?shù)刂饕拍令愋蜑殛笈７拍痢ｊ笈７拍習竦赝寥喇a(chǎn)生重要影響[3]。同時,納帕海濕地還受到氣候變暖的影響,在過去的60年里,香格里拉年均溫以每10年0.37℃的速度增長[4],且與低海拔地區(qū)相比,高海拔地區(qū)對氣候變化更敏感[5]。根據(jù)IPCC的氣候模式預測,到2100年,全球溫度將上升1.4—5.8℃[6]。放牧和氣候變暖將改變土壤溫度,影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)與活性、植物群落和土壤動物活動,從而改變土壤酶的質(zhì)和量,最終影響土壤酶活性[7- 8]。近年來,已有學者開展了一些關于增溫對森林、草地、濕地土壤理化性質(zhì)和酶活性[6, 9- 11]、放牧中牲畜活動對土壤理化性質(zhì)、土壤微生物群落及土壤酶活性的影響[2, 12- 15]研究,但對放牧過程中排泄物輸入對土壤酶活性的影響關注較少,且僅限于草地生態(tài)系統(tǒng)。關于氣候變暖和牦牛排泄物輸入對濕地土壤酶活性的影響尚不清楚。本研究選取滇西北高原納帕海典型沼澤土壤為研究對象,采用室內(nèi)模擬實驗,研究增溫和牦牛排泄物輸入對沼澤土壤理化性質(zhì)和酶活性的影響,為氣候變化和放牧對濕地生態(tài)系統(tǒng)影響研究提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)選擇在滇西北高原的納帕海國際重要濕地(99°37′10.6″—99°40′20.0″E,27°48′55.6″—27°54′28.0″N)內(nèi),行政上隸屬云南省迪慶藏族自治州香格里拉市,距市區(qū)8 km,平均海拔3260 m。納帕海濕地地處青藏高原與亞熱帶季風氣候區(qū)和中南半島熱帶季風區(qū)的結(jié)合部,具有高寒、年均溫低、霜期長、氣溫年較差和日較差大、干濕季節(jié)分明等特點。年均溫為5.4℃,年降水量為619.9 mm,主要集中在6—8月[3]。土壤采樣區(qū)位于納帕海哈木谷村附近,土壤類型為沼澤土,植物包括早熟禾(Poaannua)、小苔草(Carexparva)、云霧苔草(Carexnubigena)、木里苔草(Carexmuliensis)等[16]。

1.2 實驗設計

1.2.1 樣品采集

于2018年4月中旬,依據(jù)典型性和代表性原則,在納帕海哈木谷村附近選擇典型沼澤濕地為研究區(qū),研究區(qū)內(nèi)設置3塊10 m×10 m的樣地,每個樣地內(nèi)根據(jù)五點取樣法進行取樣。取樣時去除地表覆蓋物后用鏟進行土壤取樣,采集0—10 cm土層土壤樣品并充分混合,鮮土放恒溫箱內(nèi)帶回。于實驗室內(nèi)對取回的土壤樣品預處理,手工剔除土壤中的植物根系等雜質(zhì)。

隨機選取6頭研究區(qū)域附近牧民放養(yǎng)的牦牛進行標記,在放牧結(jié)束后圈禁被標記的牦牛,于第二天早上在牧民的幫助下收集新鮮牦牛糞便和尿液,收集的牦牛糞便和尿液盛于事先滅菌的塑料桶,帶回實驗室于-20℃儲存?zhèn)溆谩?/p>

1.2.2 室內(nèi)模擬實驗

實驗設定3個溫度處理：13℃(香格里拉7月平均溫)、19℃(香格里拉7月最高溫)[4]、25℃；每個溫度處理下設置對照(CK)、牦牛糞便輸入(F)、牦牛尿液輸入(U)處理,每組3個重復。根據(jù)Lovell R D的方法[17],按照野外實際調(diào)查統(tǒng)計設置糞便添加量；根據(jù)van Groenigen等[18]的報道設置尿液添加量。本實驗每個糞便處理(F)加入114.23 g新鮮牦牛糞便,每個尿液處理(U)加入15.56 mL尿液。將預處理后的土壤于室溫下風干,過2 mm篩,稱取100 g風干土于500 mL的具塞玻璃三角瓶中,調(diào)節(jié)土壤含水率至田間持水量的60%左右,置于恒溫培養(yǎng)箱(25℃)避光孵化一周后添加排泄物,完成排泄物添加后分別置于13℃、19℃、25℃條件下避光培養(yǎng),在培養(yǎng)第31天取樣進行土壤理化性質(zhì)和土壤酶活性的測定。

表1 牦牛排泄物和沼澤土壤理化性質(zhì)

1.3 實驗方法

土壤含水率采用重量法測定,土壤pH值用玻璃電極(STARTER 300, 上海)測定(土水比1∶5, W/V),土壤銨態(tài)氮及硝態(tài)氮采用1 mol/L KCL浸提法(土水比1∶10, W/V),浸提液使用連續(xù)流動分析儀(SKALAR SAN++, 荷蘭)測定,土壤有效磷采用0.5 mol/L NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法測定,土壤全氮采用H2SO4-H2O2消煮法,消煮液采用流動分析儀測定,土壤總有機碳(Total organic carbon,TOC)采用總有機碳分析儀(Vario, 德國元素)測定。蔗糖酶采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定,脲酶采用靛酚比色法測定,酸性磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測定,過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法測定[19- 20]。

2 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)采用Excel及SPSS 20.0進行處理,對土壤理化性質(zhì)及酶活性數(shù)據(jù)進行雙因素方差分析,酶活性數(shù)據(jù)用SigmaPlot 10.0作圖。用Canoco 4.5對土壤理化性質(zhì)和土壤酶活性進行冗余分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 增溫和排泄物輸入對沼澤土壤理化性質(zhì)的影響

如表2 所示,增溫對CK土壤含水率影響顯著(P<0.05),表現(xiàn)為含水率隨溫度的升高而降低；增溫對排泄物輸入處理的含水率影響不顯著(P>0.05)。增溫對CK和排泄物處理土壤pH的影響表現(xiàn)為13℃>25℃>19℃。增溫對CK和排泄物處理土壤有機碳、全氮、有效磷含量影響不顯著(P>0.05),但對排泄物處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量影響顯著(P<0.05)。

表2 增溫和排泄物輸入處理對土壤理化性質(zhì)的影響

13℃和25℃處理下,排泄物輸入對土壤含水率有顯著影響(P<0.05)。不同溫度處理下,排泄物輸入均對土壤pH影響顯著(P<0.05)。不同溫度處理下土壤總有機碳含量均表現(xiàn)為F>CK>U,且F顯著高于CK和U處理(P<0.05)。排泄物輸入處理對土壤總氮含量無顯著影響(P>0.05)。不同溫度處理下土壤有效磷含量均表現(xiàn)為F處理顯著高于CK和U(P<0.05)。U處理顯著增加土壤銨態(tài)氮含量,13℃和19℃處理下,土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為U>F>CK,但F和CK無顯著差異；25℃處理下,土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為U>CK>F,而F和CK差異不顯著,表明排泄物輸入與增溫對土壤產(chǎn)生交互作用。排泄物輸入對土壤硝態(tài)氮含量影響顯著(P<0.05),不同溫度處理下均表現(xiàn)為U>CK>F。

通過雙因素方差分析可知,增溫對土壤pH、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量影響極為顯著(P<0.01),排泄物輸入對土壤含水率、pH、硝態(tài)氮、有效磷和總有機碳含量影響極為顯著(P<0.01)。增溫和排泄物輸入的交互作用對土壤TOC影響顯著(P<0.05),對土壤pH、銨態(tài)氮含量和硝態(tài)氮含量影響極為顯著(P<0.01)(表3)。

表3 增溫和排泄物輸入對土壤理化性質(zhì)的雙因素方差分析(P 值)

3.2 增溫和排泄物輸入對沼澤土壤酶活性的影響

3.2.1 增溫對土壤酶活性的影響

增溫對CK的蔗糖酶和酸性磷酸酶活性影響顯著(P<0.05),蔗糖酶活性表現(xiàn)為25℃>13℃>19℃,酸性磷酸酶活性表現(xiàn)為隨溫度升高而增強；增溫對F處理的脲酶和過氧化氫酶活性影響顯著(P<0.05),脲酶活性和過氧化氫酶活性表現(xiàn)為13℃>25℃>19℃；增溫對U處理的酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性影響顯著(P<0.05),酸性磷酸酶活性隨溫度的升高而降低,過氧化氫酶活性表現(xiàn)為13℃>25℃>19℃。

3.2.2 排泄物輸入對土壤酶活性的影響

F處理顯著提高了土壤脲酶、蔗糖酶與過氧化氫酶的活性(P<0.05)。與CK相比,F處理在13℃、19℃、25℃下蔗糖酶活性分別提高了1.06倍、2.53倍、0.56倍,脲酶活性分別提高了7.48倍、4.69倍、5.36倍,過氧化氫酶分別提高了3.61倍、1.67倍、2.10倍。13℃處理下,F處理顯著提高酸性磷酸酶活性(P<0.05),而25℃下F處理顯著降低酸性磷酸酶的活性(P<0.05)。

U處理對土壤酶活性的影響小于F處理。與CK相比,U處理對土壤蔗糖酶影響不顯著(P>0.05)；U處理顯著提高土壤脲酶活性(P<0.05),在13℃、19℃、25℃下分別提高2.54倍、2.93倍、1.86倍；U處理對土壤酸性磷酸酶活性的影響因溫度不同而不同,在13℃處理下顯著提高酸性磷酸酶活性(P<0.05),25℃處理下顯著降低酸性磷酸酶活性(P<0.05),19℃處理下對土壤酸性磷酸酶活性影響不顯著(P>0.05)；13℃處理下U處理顯著提高過氧化氫酶活性(P<0.05),19℃和25℃處理下U處理對過氧化氫酶活性影響不顯著(P>0.05)。

圖1 增溫和牦牛排泄物輸入對土壤酶活性的影響

通過雙因素方差分析可知,增溫對過氧化氫酶活性影響極為顯著(P<0.01),排泄物輸入對蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性影響極為顯著(P<0.01),增溫和排泄物輸入交互作用顯著影響蔗糖酶活性(P<0.05),對脲酶、酸性磷酸酶和過氧化氫酶活性均影響極為顯著(P<0.01)(表4)。

表4 增溫和牦牛排泄物輸入對土壤酶活性影響的雙因素方差分析(P值)

3.3 增溫和排泄物輸入影響下土壤理化性質(zhì)與土壤酶活性的關系

如圖2,根據(jù)冗余分析(Redundancy analysis,RDA)分析可知,軸一解釋度為98.2%,表明第一軸環(huán)境變量是影響土壤酶活性的主要因素。土壤脲酶、過氧化氫酶活性與土壤含水率、pH、土壤有效磷以及土壤有機碳、總氮含量呈正相關關系,與土壤銨態(tài)氮含量呈負相關關系；蔗糖酶與土壤含水率、pH、土壤有效磷含量以及土壤有機碳含量正相關,與銨態(tài)氮和硝態(tài)氮負相關；土壤酸性磷酸酶與土壤理化性質(zhì)無顯著相關關系。

圖2 土壤理化性質(zhì)與酶活性的冗余分析

4 討論

4.1 增溫和排泄物輸入對土壤理化性質(zhì)的影響

增溫對土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量的影響顯著,因為增溫會加速土壤有機氮的礦化過程,使得土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量發(fā)生改變[21]。增溫對土壤pH影響顯著,其原因主要是溫度升高后,土壤鹽溶液的濃度和可交換陽離子會發(fā)生改變,進而影響土壤的pH[22- 23]。

排泄物輸入對土壤含水率、pH、硝態(tài)氮、有效磷和總有機碳含量影響極為顯著。本研究排除了牦牛取食、活動等因素的影響,牦牛排泄物可視作有機肥輸入,有機肥輸入可改善土壤理化性狀,如提高土壤含水率、pH、土壤有效磷、有機碳含量[24- 25]。牦牛排泄物提高土壤含水率主要是因為牦牛尿液處理為液體輸入,使得土壤含水率高,而新鮮牦牛糞便含水率高,混入土壤后使得土壤含水率升高。牦牛糞便處理顯著提高了土壤的pH,原因有三個方面：一是因為牦牛糞便有機質(zhì)分解過程中,有機質(zhì)中活性有機N的氨化和脫羧過程導致H+的消耗,從而使土壤pH升高；二是土壤pH會受到水分條件的影響,牦牛糞便輸入使得土壤含水率升高,土壤中的電解質(zhì)被稀釋,更多的陽離子進入到土壤中,導致土壤pH升高[26]；三是牦牛糞便本身pH較高(7.99),可中和土壤原始的較低pH(5.13)[27],因為牲畜尿液輸入會導致土壤酸化,所以牦牛尿液處理未使土壤pH升高[27]。牦牛糞便處理降低了土壤無機氮含量,是由于土壤氮礦化速率和硝化速率與土壤pH呈顯著正相關關系[16],較高的pH促進土壤氮的礦化和硝化,導致土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的含量減少,且牦牛糞便輸入使土壤pH升高到6.5左右,有研究表明,土壤pH為6.5左右時,氨氧化速率最高[28]。而尿液處理組pH較低,使得銨態(tài)氮大量累積。

4.2 增溫和排泄物輸入對土壤酶活性的影響

土壤地球化學循環(huán)過程中,碳、氮、磷的循環(huán)過程是其重要的組成部分。蔗糖酶可促進土壤中的糖類水解,加速土壤氮素循環(huán)；脲酶參與土壤含氮有機物的轉(zhuǎn)化,其活性常用來表征土壤氮素供應強度,與氮素供應呈正相關關系；磷酸酶可促進有機磷化合物的分解,增加土壤磷素及易溶性營養(yǎng)物質(zhì)；過氧化氫酶可表征土壤腐殖化強度和有機質(zhì)積累程度[29- 30]。

隨著溫度的升高,土壤蔗糖酶及土壤酸性磷酸酶活性逐漸增大,由于在增溫過程中,其溫度更接近于酶的最適溫度,酶活性增強,加速土壤碳素循環(huán),促進有機磷化合物的分解[2, 31]。而土壤脲酶及過氧化氫酶活性則表現(xiàn)為13℃>25℃>19℃,表明增溫將降低脲酶和過氧化氫酶的活性,抑制土壤含氮有機化合物的轉(zhuǎn)化,導致土壤腐殖化強度和有機質(zhì)積累程度降低[2]。除過氧化氫酶外,溫度對土壤酶活性的影響不顯著,可能存在兩點原因：一是增溫培養(yǎng)時間不足,土壤酶主要來自于土壤微生物的分泌,雖然土壤微生物對環(huán)境變化敏感,但土壤微生物合成酶需要一定過程,所以土壤酶對環(huán)境條件變化的響應存在延遲。二是土壤酶的溫度敏感性不高,秦紀洪[32]及Razavi B S[33]研究表明土壤酶活性在低溫下溫度敏感性高,在較高溫度下溫度敏感性較低,本實驗中設置培養(yǎng)溫度處于土壤酶活性溫度敏感性較低的區(qū)間,所以培養(yǎng)溫度的變化對其影響較小。而土壤酸性磷酸酶主要來源于真菌群落,而真菌群落在低溫環(huán)境下活性較高[32],酸性磷酸酶受到真菌群落活性的限制,故增溫處理對酸性磷酸酶活性影響較小。

排泄物輸入對蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性影響極為顯著,主要因為牦牛糞便輸入顯著影響了土壤中有機質(zhì)的含量,有機質(zhì)為土壤微生物的分解底物,在一定條件下,分解底物含量越豐富,會促進土壤微生物的生長和土壤酶的分泌[25],且牦牛排泄物輸入均顯著提高了土壤含水率,土壤水分有利于養(yǎng)分和底物的擴散,使得酶活性增強。

4.3 增溫和排泄物輸入處理下土壤理化性質(zhì)與酶活性的關系分析

增溫和排泄物交互作用對土壤理化性質(zhì)和酶活性影響顯著,主要由于兩者交互作用改變土壤的水氣熱條件,使得土壤生物化學循環(huán)過程發(fā)生改變,進而改變土壤理化性質(zhì)和酶活性。本研究發(fā)現(xiàn)土壤含水率、pH、有效磷、總有機碳與土壤脲酶、過氧化氫酶及蔗糖酶活性大小呈顯著正相關關系。土壤水分含量能夠限制土壤養(yǎng)分和分解底物的擴散,而底物的擴散會影響土壤酶活性[34],土壤總有機碳是土壤酶的利用底物,所以與酶活性密切相關。土壤酶都有其適宜的pH范圍(一般為4.0—8.0)[7]和適宜溫度區(qū)間,在適宜區(qū)間內(nèi)活性會隨pH的增大而增大。

5 結(jié)論

(1)增溫影響濕地土壤理化性質(zhì)和酶活性,主要表現(xiàn)為土壤pH隨溫度升高而呈降低趨勢,較低幅度增溫(19℃)顯著降低土壤的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量和過氧化氫酶活性,而較高增溫幅度(25℃)對土壤理化性質(zhì)和酶活性影響不顯著。

(2)牦牛糞便顯著提高土壤水分含量、pH、TOC、有效磷含量,顯著降低硝態(tài)氮含量,顯著促進蔗糖酶、脲酶、過氧化氫酶活性；牦牛尿液輸入顯著提高土壤含水率和硝態(tài)氮含量,并提高脲酶活性。牦牛排泄物輸入短期內(nèi)可增加土壤有效養(yǎng)分。

(3)增溫和排泄物交互作用削弱了增溫或排泄物單獨作用對土壤理化性質(zhì)的影響,削弱了排泄物單獨作用對土壤蔗糖酶、脲酶和過氧化氫酶活性的影響,增強了對土壤酸性磷酸酶活性的影響。