胡 洋, 叢孟菲, 陳 末, 買迪努爾·阿不來(lái)孜, 愚廣靈, 申志博, 楊再磊,3, 朱新萍,3, 賈宏濤,3,*

1 新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院, 烏魯木齊 830052

2 新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)學(xué)院, 烏魯木齊 830052

3 新疆土壤與植物生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 烏魯木齊 830052

目前,通過(guò)化石燃料的燃燒、施肥和畜牧業(yè)等人為活動(dòng),大氣氮沉降速率已增加了3—5倍[1],據(jù)預(yù)測(cè)到2050年氮沉降速率將會(huì)繼續(xù)加倍[2]。我國(guó)已成為全球第三大氮沉降區(qū),而氮沉降速率的快速增加將對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生深刻的影響[3]。氮素進(jìn)入土壤將打破土壤原有氮循環(huán)過(guò)程,進(jìn)而影響生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能,并產(chǎn)生一系列生態(tài)環(huán)境問(wèn)題[4—5]。氮沉降作為最為重要的全球變化問(wèn)題之一,同樣也深刻地影響著土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和代謝。土壤微生物在陸地生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)中具有重要的地位,土壤微生物量和酶活性是土壤微生物數(shù)量和活性的代表[6]。而氮添加會(huì)引起土壤微生物量和酶活性的顯著變化[7]。

土壤微生物量主要包括微生物生物量碳和微生物生物量氮,其不僅代表參與土壤有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化和養(yǎng)分循環(huán)的微生物數(shù)量,而且也能夠反映出養(yǎng)分循環(huán)的速率[8]。土壤酶主要來(lái)源于土壤微生物、植物根系分泌以及植物殘?bào)w的分解[9],其可以反映土壤中進(jìn)行的各種反應(yīng)的強(qiáng)度和土壤微生物群落活性等[10]。已有研究表明氮添加對(duì)土壤微生物量與酶活性有顯著影響,但在不同的生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物量和酶活性對(duì)氮添加的響應(yīng)往往有所不同[11—12]。有研究發(fā)現(xiàn),氮添加對(duì)微生物群落具有負(fù)面影響[13],然而也有研究呈現(xiàn)相反的結(jié)果[14]。也有許多研究認(rèn)為氮添加對(duì)土壤微生物量的影響因濕地類型而異。例如,氮添加對(duì)高寒小泊湖濕地土壤中的微生物量產(chǎn)生了促進(jìn)作用,但是對(duì)高寒依克烏蘭濕地卻有抑制作用[15]。在不同陸地生態(tài)系統(tǒng)上,土壤酶活性對(duì)氮添加的響應(yīng)也有所差異。例如,氮添加促進(jìn)了山西太岳山油松林土壤中脲酶和磷酸酶活性,并降低了人工林中的蔗糖酶活性,但對(duì)天然林中的蔗糖酶無(wú)影響[16]。在藏北高寒草原土壤上的研究發(fā)現(xiàn),氮添加通過(guò)增加土壤中易分解的碳氮資源,降低了碳相關(guān)水解酶和氧化酶活性,提高脲酶活性；氮添加提高了植物對(duì)磷的需求,增強(qiáng)了磷酸酶活性[17]。因此,盡管已經(jīng)進(jìn)行了大量氮添加對(duì)土壤微生物量和酶活性影響的研究,但是研究結(jié)果還有爭(zhēng)議,且對(duì)氮添加通過(guò)土壤因子調(diào)節(jié)土壤微生物量和酶活性的直接和間接作用還不清楚。

高寒濕地是水陸相互作用形成的獨(dú)特生態(tài)系統(tǒng),也是全球變化的敏感區(qū)與信息庫(kù),對(duì)維持高海拔地區(qū)生態(tài)平衡、養(yǎng)分循環(huán)以及生物多樣性等方面具有重要意義[18]。而巴音布魯克高寒濕地作為我國(guó)中亞干旱區(qū)典型高寒濕地,其在維系我國(guó)西北干旱區(qū)流域生態(tài)環(huán)境安全等方面具有重要作用。高寒濕地生態(tài)系統(tǒng)相比于其他生態(tài)系統(tǒng)更加脆弱,對(duì)氮沉降等全球變化最為敏感,而在全球氮沉降快速增加背景下,氮沉降增加勢(shì)必對(duì)高寒濕地土壤微生物量和酶活性產(chǎn)生影響,進(jìn)而影響生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)換。為此,本研究以巴音布魯克高寒濕地作為研究對(duì)象,布設(shè)野外原位氮添加試驗(yàn),探討巴音布魯克高寒濕地土壤微生物量和酶活性對(duì)氮添加的響應(yīng)特征,解析氮添加對(duì)高寒濕地土壤微生物量和酶活性的影響機(jī)制,結(jié)果可為中亞干旱區(qū)高寒濕地適應(yīng)未來(lái)氣候變化措施的制定以及高寒濕地可持續(xù)利用提供數(shù)據(jù)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

巴音布魯克高寒濕地位于新疆維吾爾自治區(qū)巴音郭楞蒙古自治州和靜縣境內(nèi)(82°59′—84°35′ E,42°40′—43°00′ N),屬國(guó)家級(jí)濕地自然保護(hù)區(qū),巴音布魯克高寒濕地是中亞干旱地區(qū)一個(gè)典型而重要的濕地,是世界自然遺產(chǎn)地,在水量調(diào)節(jié)、蓄水和維持區(qū)域水平衡方面發(fā)揮著重要作用。海拔2300—3042 m,年平均氣溫-4.6℃,極端最高、最低氣溫分別為28℃與-48.1℃,年均降水量為273 mm,年蒸發(fā)量1250 mm,年均相對(duì)濕度60%。濕地水源主要來(lái)自冰雪融水和地下潛水,地下水埋深0.5—1.0 m[19]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)采用野外原位模擬的方法,基于前期設(shè)立的長(zhǎng)期定位監(jiān)測(cè)樣帶,并依據(jù)地表水分狀況和植被群落將高寒濕地劃分為：沼澤(S)、沼澤草甸(SM)和草甸(M)。其中沼澤土壤長(zhǎng)期處于淹水狀態(tài),優(yōu)勢(shì)植被主要為大穗苔草(Carexrhynchophysa)；沼澤草甸土壤冬季處于覆雪狀態(tài),春季冰雪融化及生長(zhǎng)季持續(xù)降雨后會(huì)出現(xiàn)地表積水現(xiàn)象,在干旱季又會(huì)出現(xiàn)無(wú)積水現(xiàn)象,優(yōu)勢(shì)植被主要為黑花苔草(Carexmelanantha)和冰草(Agropyroncristatum)；草甸土壤在冰雪融化及持續(xù)降雨時(shí)會(huì)出現(xiàn)短暫積水,優(yōu)勢(shì)植被主要為尖苞薹草(Carexmicroglochin)[20]。于2018年選擇植物生長(zhǎng)季結(jié)束后的10月,使用區(qū)組設(shè)計(jì)的方法在巴音布魯克高寒濕地保護(hù)良好的3種濕地類型內(nèi)分別布設(shè)了3塊9 m×9 m的小區(qū),共9塊小區(qū)。試驗(yàn)開(kāi)始前每個(gè)小區(qū)按3個(gè)施氮處理設(shè)置3個(gè)地塊(2 m×8 m)。地塊中設(shè)置1m緩沖區(qū),以防止不同處理間的相互影響,并設(shè)置1m高的鋼制柵欄以防止動(dòng)物的干擾。根據(jù)巴音布魯克高寒草原歷史氮沉降量(8 kg hm-2a-1)來(lái)設(shè)置本研究施氮濃度[21],分別為CK(0 kg N hm-2a-1)、N1(8 kg N hm-2a-1)、N2(16 kg N hm-2a-1),每個(gè)處理3次重復(fù)。將尿素充分溶于蒸餾水中后均勻噴灑于各處理區(qū)域內(nèi),為消除土壤含水量的差異,對(duì)照也噴灑同樣量的蒸餾水,共9個(gè)處理,3次重復(fù)。

1.3 樣品采集

于施氮1年后的2019年10月使用土鉆,采用五點(diǎn)取樣法來(lái)采集各處理內(nèi)0—10 cm的表層土樣兩份。一份土樣裝于自封袋再裝于冰盒中帶回實(shí)驗(yàn)室,取新鮮樣品測(cè)定土壤微生物生物量碳(MBC)、微生物生物量氮(MBN)含量,后將剩余土壤樣品平鋪于白紙上陰干,陰干后將土壤分別過(guò)0.25 mm與1 mm標(biāo)準(zhǔn)篩,過(guò)1 mm篩的樣品用于測(cè)定土壤pH、堿解氮、速效磷、速效鉀以及土壤酶活性(包括過(guò)氧化氫酶、脲酶、堿性磷酸酶、蔗糖酶和蛋白酶活性),過(guò)0.25 mm篩的樣品用于測(cè)定土壤有機(jī)碳、全氮、全磷和全鉀含量。另一份土壤置于冰箱中保存?zhèn)溆谩?/p>

1.4 土壤測(cè)定方法

土壤pH以水土比2.5∶1浸提后使用pH計(jì)測(cè)定；土壤有機(jī)碳采用濃硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定,土壤堿解氮采用堿解擴(kuò)散法測(cè)定,土壤速效磷和全磷采用鉬銻抗比色法測(cè)定,土壤速效鉀和全鉀使用火焰光度計(jì)測(cè)定,土壤全氮使用元素分析儀測(cè)定[22]。土壤微生物生物量碳采用氯仿熏蒸,濃硫酸-重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定,微生物生物量氮采用氯仿熏蒸,茚三酮比色法測(cè)定[23]。土壤H2O2酶采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定、脲酶采用苯酚-次氯酸鈉比色法測(cè)定、蔗糖酶采用3,5—二硝基水楊酸比色法測(cè)定、蛋白酶采用茚三酮比色法測(cè)定、堿性磷酸酶采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定[24]。土壤微生物商用土壤微生物生物量碳含量與有機(jī)碳含量的比值表示[25]。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Microsoft Excel 2010對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)整理、SPSS 26.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行雙因素方差分析,分析各個(gè)指標(biāo)對(duì)不同濕地類型、不同濃度氮添加及其兩者的交互作用的響應(yīng)；同時(shí),利用LSD檢驗(yàn)比較氮添加和濕地類型下土壤性質(zhì)的差異(P<0.05)。使用R-corrplot軟件包分析土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)與土壤微生物量和酶活性之間的相關(guān)性。使用構(gòu)建結(jié)構(gòu)方程模型(SEM)來(lái)解析不同濕地類型及氮添加對(duì)土壤微生物量和酶活性的直接和間接影響,首先使用R-vegan軟件包實(shí)現(xiàn)PCA(主坐標(biāo)分析)排序,使用PC1(第一主成分)參與SEM,最后采用SPSS Amos 24.0構(gòu)建、驗(yàn)證并解析其結(jié)構(gòu)方程模型。并使用SPSS Amos 24.0計(jì)算土壤因子對(duì)微生物量和酶活性的標(biāo)準(zhǔn)化總效應(yīng)[26]。采用Origin 2018對(duì)土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)、微生物量和酶活性進(jìn)行柱狀圖的繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 氮添加對(duì)高寒濕地土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)的影響

如表1所示,氮添加對(duì)3種濕地類型土壤pH、速效磷和全磷均無(wú)顯著影響(P>0.05)。但是,與CK相比,N1處理顯著降低了SM區(qū)土壤有機(jī)碳含量,減低了4.19%,而N2處理又無(wú)顯著影響(P>0.05)。氮添加處理顯著增加了M區(qū)土壤有機(jī)碳含量,較CK增加了15.95%—19.29%。氮添加處理顯著增加了SM區(qū)土壤堿解氮含量(增加了18.32%—21.20%),隨著氮濃度的增加M區(qū)土壤堿解氮含量逐漸增加,其中N1處理較CK顯著增加了63.96%,N2處理較CK顯著增加了93.30%。N2處理較CK顯著增加了SM區(qū)土壤速效鉀和S區(qū)土壤全氮含量,分別增加了12.16%和19.02%。從不同濕地類型間可以看出,S區(qū)土壤有機(jī)碳、堿解氮、全氮含量較其他2個(gè)區(qū)高；SM區(qū)和M區(qū)土壤pH和速效鉀含量較高,SM區(qū)速效磷和全磷含量較高。

表1 氮添加對(duì)高寒濕地土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)的影響

2.2 氮添加對(duì)高寒濕地土壤微生物量的影響

氮添加對(duì)土壤微生物生物量碳(MBC)、微生物生物量氮(MBN)、微生物生物量碳/氮(MBC/N)和微生物商(QMB)的影響如圖1所示,氮添加處理顯著增加了3種濕地類型土壤MBC和MBN含量,在S、SM和M區(qū)內(nèi),土壤MBC分別增加了47.62%—61.90%、42.25%—19.00%、7.00%—20.93%,MBN分別增加了10.79%—18.26%、8.03%—8.15%、18.20%—38.26%。N1、N2處理較CK顯著增加了S和SM區(qū)的MBC/MBN和QMB,且隨著氮添加濃度的增加而逐漸增加。與CK相比,S區(qū)MBC/MBN分別增加了24.68%—46.08%,QMB值增加了48.50%—61.92%,SM區(qū)的MBC/MBN分別增加了31.72%—102.48%,QMB值分別增加了48.48%—113.10%。而N1、N2處理顯著降低了M區(qū)的MBC/MBN,降低了8.93%—9.47%,N1處理顯著降低了M區(qū)的QMB,降低了10.36%,N2處理又顯著增加了4.27%。不同濕地類型土壤微生物量也存在顯著差異,其中SM區(qū)土壤MBC較S區(qū)高128.12%,較M區(qū)高79.98%。S和SM區(qū)MBN含量顯著高于M區(qū),分別高出65.54%和67.33%。SM和M區(qū)MBC/MBN顯著高于S區(qū),分別高出215.78%和172.12%。SM區(qū)QMB含量最高,較S區(qū)高125.41%,較M區(qū)高109.64%。

圖1 氮添加對(duì)高寒濕地土壤微生物量的影響Fig.1 Effects of nitrogen addition on soil microbial biomass in alpine wetlandS：沼澤 Swamp；SM：沼澤草甸 Swamp meadow；M：草甸 Meadow; CK：對(duì)照 Control；N1：施氮8 kg N hm-2 a-1處理 Nitrogen application 8 kg N hm-2 a-1 treatment；N2：施氮16 kg N hm-2 a-1處理 Nitrogen application 16 kg N hm-2 a-1 treatment；不同小寫字母代表同一濕地類型內(nèi)不同濃度氮添加處理間差異顯著,大寫字母表示同一濃度氮添加處理下不同濕地類型間差異顯著,P<0.05

2.3 氮添加對(duì)高寒濕地土壤酶活性的影響

氮添加對(duì)高寒濕地不同濕地類型土壤酶活性有著顯著影響(圖2)。氮添加顯著增加了高寒濕地土壤的H2O2酶活性,在S區(qū)內(nèi)增加了93.31%—157.27%,在SM區(qū)內(nèi)增加了78.26%—81.45%,在M區(qū)內(nèi)增加了34.70%—61.40%。而氮添加對(duì)高寒濕地土壤堿性磷酸酶活性無(wú)顯著影響(P>0.05)。對(duì)于蛋白酶、蔗糖酶和脲酶活性而言,在S區(qū)內(nèi),N1處理對(duì)土壤蛋白酶和脲酶活性無(wú)顯著影響,但是在N2處理下蛋白酶和脲酶活性顯著增加,分別增加了7.69%和58.55%。N1處理顯著增加了S區(qū)土壤蔗糖酶活性,增加了53.58%,N2處理蔗糖酶活性又降低了22.71%。在SM區(qū)內(nèi),N1、N2處理顯著增加了土壤蛋白酶和脲酶活性,蛋白酶增加了7.25%—59.63%,脲酶增加了4.71%—12.78%,對(duì)蔗糖酶活性無(wú)顯著影響(P>0.05)。在M區(qū)內(nèi),N2處理顯著增加了土壤蛋白酶和脲酶活性,分別增加了29.91%和6.58%,N1、N2處理對(duì)M區(qū)土壤蔗糖酶活性無(wú)顯著影響(P>0.05)。高寒濕地不同濕地類型土壤酶活性也存在顯著差異,其中SM和M區(qū)土壤蛋白酶活性較高,較S區(qū)分別高出79.84%和64.62%。SM和M區(qū)土壤堿性磷酸酶活性較高,較S區(qū)分別高出36.85%和21.29%。M區(qū)土壤H2O2酶活性活性較高,分別較S區(qū)和SM區(qū)高41.57%和41.16%。M區(qū)土壤脲酶活性較高,分別較S區(qū)和SM區(qū)高219.74%和8.97%。而3種濕地類型土壤蔗糖酶活性無(wú)顯著差異(P>0.05)。

圖2 氮添加對(duì)高寒濕地土壤酶活性的影響Fig.2 Effects of nitrogen addition on soil enzyme activities in alpine wetland

2.4 氮添加條件下高寒濕地土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)與微生物量和酶活性之間的關(guān)系

由圖3的相關(guān)性分析可知,除土壤蔗糖酶與H2O2酶活性外,其余酶活性和微生物量與土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)之間均存在一定的相關(guān)性。其中MBC與速效磷、速效鉀、全磷和全鉀含量相關(guān)(P<0.05),MBN與pH、有機(jī)碳、堿解氮、速效鉀和全氮相關(guān)(P<0.01),而MBC/N和QMB與pH、速效磷、速效鉀、全磷和全鉀相關(guān)(P<0.001)。酶活性中,堿性磷酸酶和脲酶活性與土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)、微生物量之間均有顯著相關(guān)(P<0.001),蛋白酶與pH、有機(jī)碳、速效磷、速效鉀、全磷、全鉀相關(guān)(P<0.01),而蔗糖酶、H2O2酶與基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)之間無(wú)顯著影響(P>0.05)。

圖3 土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)與酶活性、微生物量的相關(guān)性矩陣Fig.3 Correlation matrix of soil basic chemical properties with enzyme activities and microbial biomass圖中灰色圓圈表示正相關(guān),白色圓圈表示負(fù)相關(guān)關(guān)系,圓圈大小表示相關(guān)性R2的大小,圓圈內(nèi)*表示P<0.05,**表示P<0.01,***表示P<0.001

由表2可知,土壤有機(jī)碳、堿解氮、速效鉀、全鉀、MBC、MBN、MBC/MBN、QMB和土壤蔗糖酶、H2O2酶、堿性磷酸酶、脲酶、蛋白酶活性均在不同施氮水平存在顯著差異(P<0.05)；且所有指標(biāo)在不同濕地類型條件下存在顯著差異(P<0.05)；可以看出濕地類型對(duì)土壤化學(xué)、微生物量和酶活性的影響大于氮添加的影響。有機(jī)碳、堿解氮、速效鉀、全鉀、MBC、MBN、MBC/MBN、QMB、蔗糖酶、H2O2酶、脲酶和蛋白酶在不同氮添加水平和不同濕地類型的交互作用下存在顯著差異(P<0.05)。

使用結(jié)構(gòu)方程模型(SEM)來(lái)解析氮添加和濕地類型對(duì)土壤酶活性和微生物量的直接和間接影響。用不同濕地類型土壤含水率來(lái)表示不同濕地類型。使用主成分分析參與SEM的構(gòu)建,其中用土壤堿解氮、速效磷、速效鉀含量來(lái)表示土壤速效養(yǎng)分,PC1解釋了83.04%的變異。用土壤全氮、全磷、全鉀來(lái)表示土壤全量養(yǎng)分,PC1解釋了76.33%的變異。用土壤MBC、MBN、MBC/MBN和QMB來(lái)表示土壤微生物量,PC1解釋了88.77%的變異。用土壤蛋白酶、堿性磷酸酶、蔗糖酶、H2O2酶、脲酶活性來(lái)表示土壤酶活性,PC1解釋了68.06%的變異。由圖4可知,氮添加和濕地類型可直接或間接影響土壤基礎(chǔ)化學(xué)性質(zhì)來(lái)影響土壤酶活性和微生物量。其中,氮添加直接顯著增加了土壤全量養(yǎng)分、土壤酶活性和微生物量,其中對(duì)酶活性的影響較大。而隨著濕地類型(S-SM-M)的改變,土壤酶活性顯著增加,還通過(guò)增加土壤有機(jī)碳含量降低了土壤酶活性。同時(shí)濕地類型的改變還通過(guò)降低土壤pH和有效養(yǎng)分,間接增加了土壤微生物量。

表2 不同濕地類型和不同氮添加水平對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)、微生物量和酶活性的雙因素方差分析

圖4 各因子對(duì)土壤微生物量和酶活性的結(jié)構(gòu)方程模型分析Fig.4 Structural equation model of soil microbial biomass and enzyme activity for each factor χ2：卡方 Chi-square；df：自由度 Degrees of freedom；RMSEA：近似誤差均方根 Root-mean-square error of approximation；CFI：比較擬合指數(shù) Comparative fit index；TLI：Tucker-Lewis指數(shù) Tucker-Lewis coefficient；GIF：擬合優(yōu)度指數(shù) Goodness-of-fit index；AIC：赤池信息準(zhǔn)則指數(shù) Akaike information criterion；BIC：貝葉斯信息準(zhǔn)則指數(shù) Bayesian information criterion；圖中路徑旁邊的數(shù)字為標(biāo)準(zhǔn)化的路徑系數(shù),括號(hào)內(nèi)為對(duì)應(yīng)P值,灰色虛線為負(fù)效應(yīng),黑色實(shí)線為正效應(yīng),只有顯著的路徑被保留,矩形上分百分比為方差解釋量(R2)

圖5 各因子對(duì)土壤微生物量和酶活性的影響 Fig.5 Effects of various factors on soil microbial biomass and enzyme activities

由圖5可知,pH和有機(jī)碳對(duì)土壤微生物量的影響較大,而全量養(yǎng)分對(duì)微生物量影響的標(biāo)準(zhǔn)化總效應(yīng)為零。pH對(duì)土壤酶活性的影響也較大,而速效和全量養(yǎng)分對(duì)酶活性影響的標(biāo)準(zhǔn)化總效應(yīng)為零。

3 討論

3.1 氮添加對(duì)高寒濕地不同濕地類型土壤微生物量的影響

土壤微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的一個(gè)重要組成部分,其參與諸多土壤生態(tài)過(guò)程,可作為研究和預(yù)測(cè)陸地生態(tài)系統(tǒng)對(duì)全球變化響應(yīng)的對(duì)象,但土壤微生物受多種生態(tài)因子的影響,氮素又是土壤中最常見(jiàn)的限制性元素,因此氮添加可能會(huì)顯著影響土壤微生物活性和代謝[27]。土壤微生物量碳(MBC)、生物量氮(MBN)可作為土壤微生物群落活性表征指標(biāo),土壤微生物商(QMB)又在一定程度上反應(yīng)了土壤有機(jī)碳的利用效率,所以土壤微生物量和微生物商可作為研究土壤環(huán)境變化的敏感性指標(biāo)[28]。目前有關(guān)氮添加對(duì)土壤微生物量及微生物商的影響具有很大的不確定性,例如,在長(zhǎng)白山森林土壤的研究發(fā)現(xiàn)氮添加可顯著增加土壤MBC[29]。但是,也有研究發(fā)現(xiàn)氮添加顯著降低了草原和森林土壤的MBC,增加了MBN含量[30—31]。一項(xiàng)Meta分析發(fā)現(xiàn),氮添加降低了森林和草地土壤的MBC和MBN,而對(duì)農(nóng)田和濕地土壤有著正向影響,這與生物群落、氮類型、實(shí)驗(yàn)持續(xù)時(shí)間和氣候因素等都有關(guān)系[32]。本研究中,氮添加總體上增加了高寒濕地土壤MBC、MBN、MBC/MBN和QMB值。一方面,可能是由于氮添加緩解了土壤中氮的限制,促進(jìn)了微生物活性,使微生物量增加[33]。另一方面,可能是氮添加提高地上凋落物和死亡根系的輸入量,緩解了土壤微生物對(duì)碳的限制[32]。本研究巴音布魯克高寒濕地沼澤(S)、沼澤草甸(SM)、草甸(M)土壤的微生物量和酶活性有著顯著的差異。其中,SM區(qū)處于季節(jié)性積水狀態(tài),土壤水分含量更加適宜微生物生長(zhǎng),所以SM區(qū)土壤具有較高的微生物性狀。

3.2 氮添加對(duì)高寒濕地不同濕地類型土壤酶活性的影響

土壤酶是物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)不可替代的參與者,是土壤生態(tài)系統(tǒng)中最活躍的組分之一,其中脲酶、磷酸酶、蔗糖酶等水解酶活性能夠表征土壤氮、磷、碳等養(yǎng)分的循環(huán)狀況,過(guò)氧化氫酶活性與土壤腐殖化過(guò)程、生物呼吸強(qiáng)度緊密相關(guān),蛋白酶活性與有機(jī)碳和氮循環(huán)相關(guān)[34]。關(guān)于氮添加對(duì)酶活性影響的研究眾多,氮添加會(huì)改變土壤環(huán)境,影響微生物合成許多重要的酶[35]。在天山云杉林土壤和華西雨屏區(qū)光皮樺人工林土壤上的研究發(fā)現(xiàn),氮添加對(duì)土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性有促進(jìn)作用[36]。前人Mate分析發(fā)現(xiàn),氮添加使土壤脲酶活性提高了18.6%[37]。而本研究中,氮添加顯著增加了土壤脲酶、蛋白酶和H2O2酶,這是由于氮添加增加了底物濃度刺激了與氮相關(guān)酶活性(脲酶和蛋白酶),同時(shí)氮添加使土壤有效氮含量增加,促進(jìn)植物生長(zhǎng),增加凋落物和死亡根系輸入量,進(jìn)而使土壤微生物活性增強(qiáng),增強(qiáng)了土壤H2O2酶活性[38]。隨著施氮濃度的增加,S區(qū)土壤蔗糖酶活性呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢(shì),這可能是由于S區(qū)土壤與碳循環(huán)相關(guān)的微生物受養(yǎng)分添加的響應(yīng)較為敏感,適量氮素添加刺激微生物活性,而過(guò)量則抑制其活性[39]。而氮添加對(duì)土壤堿性磷酸酶活性無(wú)顯著影響,這可能是由于本研究區(qū)中磷素充足,施氮未影響微生物分泌磷酸酶以獲取磷素[40]。

3.3 氮添加下高寒濕地土壤微生物量和酶活性的影響因素

在陸地生態(tài)系統(tǒng)中,土壤微生物受到多種因素的影響,如氣候、植被和土壤因子等[41—42]。有研究發(fā)現(xiàn),在氮添加條件下,人工林土壤中SOC、TN和TP的含量及其化學(xué)計(jì)量比均對(duì)土壤微生物群落具有一定的影響[43]。還有研究發(fā)現(xiàn),在森林生態(tài)系統(tǒng)上,氮添加條件下,土壤酶活性主要與土層深度、土壤pH以及森林生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的碳氮磷等限制元素顯著相關(guān)[44]。除氮添加外,不同濕地類型的差異也可以通過(guò)植被類型和土壤因子等來(lái)改變土壤微生物量和酶活性,但是目前在高寒濕地生態(tài)系統(tǒng)上的影響機(jī)制還不清楚。在本研究中,不同濃度氮添加和濕地類型的差異均顯著影響著土壤微生物量和酶活性,其中氮添加直接影響著土壤酶活性和微生物量。這可能與土壤中氮素的有效性有關(guān)[34],氮添加可能提高了土壤凈氮的礦化速率使土壤中有效氮含量增加[45],補(bǔ)充了土壤中的氮限制,刺激了微生物活性,促進(jìn)了微生物生長(zhǎng)和代謝。在本研究中,隨著濕地類型的改變(沼澤-沼澤草甸-草甸),直接增加了土壤酶活性,還通過(guò)增加土壤有機(jī)碳含量微弱地間接降低了土壤酶活性。同時(shí),還通過(guò)降低土壤pH和有效養(yǎng)分含量來(lái)增加土壤中微生物量。這與本研究中不同濕地類型的土壤pH值和有機(jī)碳含量的差異有關(guān)系,S區(qū)由于其常年處于積水狀態(tài),土壤處于厭氧環(huán)境,植物凋落物和死亡根系不易礦化分解,導(dǎo)致有機(jī)碳含量較高,同時(shí)不斷積累的凋落物和死亡根系進(jìn)一步腐殖化后形成弱酸性腐殖質(zhì),導(dǎo)致pH降低[46—47]。而pH和有機(jī)碳又是影響微生物群落的關(guān)鍵土壤因子[48]。與pH和有機(jī)碳相同,土壤有效養(yǎng)分也是土壤微生物的一個(gè)關(guān)鍵因子。本研究中,SM和M區(qū)分別處于季節(jié)性和臨時(shí)積水狀態(tài),土壤水分的差異會(huì)直接影響?zhàn)B分的運(yùn)輸、擴(kuò)散和有效性[49]。加之植被群落類型和生長(zhǎng)狀況的差異,影響植物對(duì)養(yǎng)分的吸收,故不同濕地類型土壤有效養(yǎng)分含量有所不同[50]。由此可知,在氮添加條件下,氮添加直接促進(jìn)了微生物量和酶活性,而在不同濕地類型條件下,土壤pH、有機(jī)碳和有效養(yǎng)分的差異是導(dǎo)致土壤微生物量和酶活性變化的主要因素。

4 結(jié)論

(1)氮添加和不同濕地類型顯著影響著土壤酶活性和微生物量,且其交互作用顯著影響著微生物量、蔗糖酶、H2O2酶、脲酶和蛋白酶活性。沼澤草甸土壤的MBC含量較沼澤和草甸土壤平均高出110.79%。沼澤和沼澤草甸土壤的MBN含量較草甸土壤平均高出66.44%。沼澤草甸和草甸土壤蛋白酶活性較沼澤平均高出72.23%,堿性磷酸酶活性高出29.07%。草甸土壤H2O2酶較沼澤草甸和沼澤平均高出41.37%,脲酶活性高出114.36%。

(2)氮添加直接影響了土壤酶活性和微生物量,土壤MBC顯著增加了7.00%—119.00%,MBN增加了8.03%—38.26%。脲酶、蛋白酶和H2O2酶活性分別增加了7.25%—59.63%、4.71%—58.55%和34.70%—157.27%。N1處理增加了沼澤土壤蔗糖酶活性(增加了58.58%),N2處理顯著降低了22.72%。氮添加對(duì)沼澤草甸和草甸土壤蔗糖酶活性無(wú)顯著影響。

(3)濕地類型可直接或間接(pH)影響土壤酶活性,并可通過(guò)pH、有機(jī)碳和有效養(yǎng)分間接增加土壤微生物量。