摘要：為探究植物入侵對(duì)土壤酶活性及微生物營(yíng)養(yǎng)限制的影響及其機(jī)制，本研究以金沙江烏東德電站庫(kù)區(qū)入侵植物銀膠菊（Parthenium hysterophorus）為研究對(duì)象，鄉(xiāng)土植物狗牙根（Cynodon dactylon）為對(duì)照，分析它們根圍（根際和非根際）土壤理化性質(zhì)、胞外酶活性和微生物養(yǎng)分限制的差異。結(jié)果顯示：銀膠菊根際土堿性磷酸酶（Alkaline phosphatase，AP）和β-1，4-葡萄糖苷酶（β-Glucosidase，BG）活性及速效磷養(yǎng)分含量顯著高于狗牙根，而β-1，4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶（N-Acetylglucosidase，NAG）則相反（Plt;0.05）；銀膠菊根際和非根際矢量角度（gt;45°）和長(zhǎng)度均顯著高于狗牙根（Plt;0.05），表明銀膠菊土壤微生物受碳和磷的共同限制，且限制程度均高于狗牙根。綜上，銀膠菊入侵使根際土壤碳磷水解酶活性明顯提升，且顯著加劇了根際非根際土壤微生物碳、磷限制。

關(guān)鍵詞：入侵植物；酶化學(xué)計(jì)量學(xué)；根際；養(yǎng)分循環(huán)；金沙江

中圖分類號(hào)：Q948.113 " " " "文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A " " " "文章編號(hào)：1007-0435（2025）01-0070-09

The Effects of Invasion Plant Parthenium hysterophorus on Soil Enzyme Activity and Microbial Nutrient Limitation

WANG Han-zhi1， MA Xiao-ming1， FANG Xue-mei1， YIN Rui1， WANG Wen-long1， DENG Xin-xin2， ZHANG Lin3， DONG Xian-yong2，Lamu Nima1，4， LIU Lin1*

（1.Grassland Science and Technology College， Sichuan Agricultural University，Chengdu，Sichuan Province 611130， China； 2.China Three Gorges Construction Engineering Corporation， Beijing 101100， China； 3.Key Laboratory of Mountain Ecological Restoration and Bioresource Utilization amp; Ecological Restoration and Biodiversity Conservation Key Laboratory of Sichuan Province，Chengdu Institute of Biology， Chinese Academy of Sciences， Chengdu， Sichuan Province 610041， China； 4.Gêrzê County Bureau of Agriculture and Rural，Affairs of Agriculture and Animal Husbandry Technology Extension Station， Ali， Xizang 859200， China）

Abstract：To explore the effects and mechanisms of plant invasion on soil enzyme activity and microbial nutrient limitations，this study focused on the invasive plant Parthenium hysterophorus in the Wu Dongde Reservoir area along the Jinsha River，using the native plant Cynodon dactylon as a control. The study analyzed the differences in soil physicochemical properties，extracellular enzyme activities，and microbial nutrient limitations in the rhizosphere and non-rhizosphere soils of both plants. The results showed that the rhizosphere soil of P. hysterophorus exhibited significantly higher alkaline phosphatase and β-1，4-glucosidase activities，as well as higher available phosphorus content compared to C. dactylon，while β-1，4-N-acetylglucosaminidase activity showed the opposite trend. Additionally，the vector angle and length in both the rhizosphere and non-rhizosphere soils of P. hysterophorus were significantly higher than those of C. dactylon，indicating that soil microbes in P. hysterophorus were more severely limited by both carbon and phosphorus. In summary，the invasion of P. hysterophorus significantly enhanced the hydrolytic enzyme activities related to carbon and phosphorus in the rhizosphere soil and exacerbated the carbon and phosphorus limitations of soil microbes in both the rhizosphere and non-rhizosphere soils.

Key words：Invasion plant；Enzyme stoichiometric ratio；Rhizosphere；Nutrient cycle；Jinsha River

外來(lái)植物入侵被認(rèn)為是最重要的全球環(huán)境問(wèn)題之一［1］。入侵植物具有極強(qiáng)的競(jìng)爭(zhēng)能力和適應(yīng)性［2-3］，能改變本地生態(tài)系統(tǒng)的營(yíng)養(yǎng)循環(huán)［4］，并與鄉(xiāng)土植物爭(zhēng)奪生存資源和生境，從而對(duì)本地植物群落物種組成、生態(tài)系統(tǒng)的功能與穩(wěn)定性等構(gòu)成重大威脅［5］。銀膠菊（Parthenium hysterophorus）是一種原產(chǎn)自熱帶美洲的菊科銀膠菊屬一年生草本植物，是世界十大入侵雜草之一［6］，被列為一級(jí)惡性入侵植物，目前已入侵中國(guó)、印度、澳大利亞等近30個(gè)國(guó)家［7］，造成生物多樣性喪失、自然和農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力下降，并對(duì)人畜健康和農(nóng)牧業(yè)經(jīng)濟(jì)效益造成嚴(yán)重破壞［8］。

入侵植物可以通過(guò)凋落物和根系分泌物調(diào)節(jié)根系微生物組成和豐度［9］，刺激或抑制微生物活性，加快或減緩?fù)寥鲤B(yǎng)分循環(huán)速率［10］。土壤胞外酶是一類特殊蛋白質(zhì)，是植物和土壤微生物獲得礦物養(yǎng)料和能量過(guò)程中的重要參與者，來(lái)源于土壤中的動(dòng)植物殘?bào)w以及植物根系和異養(yǎng)微生物的直接分泌［11］，其活性對(duì)土壤環(huán)境的變化非常敏感。這些酶參與催化土壤有機(jī)質(zhì)分解的生化反應(yīng)，解構(gòu)植物和微生物細(xì)胞壁，并將大分子還原為供生物利用的可溶性底物［12］。其中，β-1，4-葡萄糖苷酶（β-Glucosidase，BG）是催化纖維素降解的主要酶之一，亮氨酸氨肽酶（Leucine，LAP）可以催化氨基酸從蛋白質(zhì)和多肽中裂解，β-1，4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶（N-Acetylglucosidase，NAG）可以水解幾丁質(zhì)和肽聚糖，堿性磷酸酶（Alkaline phosphatase，AP）水解磷酸單脂，將磷酸鹽從磷脂和核酸等有機(jī)分子釋放出來(lái)。當(dāng)環(huán)境養(yǎng)分元素受限時(shí)，微生物會(huì)分泌相應(yīng)的胞外酶催化分解得到對(duì)應(yīng)元素以緩解這種限制［13］，不同營(yíng)養(yǎng)元素對(duì)應(yīng)的土壤胞外酶活性比值被認(rèn)為能夠反應(yīng)微生物營(yíng)養(yǎng)限制和養(yǎng)分資源可利用性［14］。入侵植物對(duì)于土壤胞外酶活性及養(yǎng)分限制的多途徑調(diào)節(jié)可能是其成功入侵和競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)的重要因素。例如，南洋楹（Falcataria falcata）入侵顯著提高了土壤酸性磷酸酶活性，這緩解入侵地的磷限制有利于其成功入侵［15］。豚草（Ambrosia artemisiifolia）入侵顯著增加了土壤脲酶和蛋白酶活性，增加速效氮、磷養(yǎng)分，改善入侵土壤養(yǎng)分和微生物群落功能，有助于其侵入新的生境［10］。此外，加拿大一枝黃花（Solidago canadensis）入侵降低了土壤胞外酶活性，入侵地的土壤微生物碳、氮限制可能是由于入侵植物競(jìng)爭(zhēng)性吸收土壤養(yǎng)分，進(jìn)而對(duì)土壤微生物資源利用產(chǎn)生了不利影響［16］。因此，對(duì)于銀膠菊土壤酶活性及微生物養(yǎng)分限制影響的研究，有助于加深對(duì)入侵植物土壤養(yǎng)分周轉(zhuǎn)等生態(tài)系統(tǒng)過(guò)程的理解。

銀膠菊在我國(guó)金沙江下游流域邊坡、林緣、道路及庫(kù)區(qū)廣泛蔓延，特別是銀膠菊已經(jīng)成為烏東德庫(kù)區(qū)消落帶先鋒植物［17］，由于銀膠菊繁殖體可隨徑流、風(fēng)、農(nóng)機(jī)、動(dòng)物等傳播，考慮到流域的傳導(dǎo)效應(yīng)和其極強(qiáng)的生態(tài)適應(yīng)性［18-19］，故其未來(lái)向其他生境中甚至長(zhǎng)江中下游流域進(jìn)一步擴(kuò)散的風(fēng)險(xiǎn)顯得尤為突出［20］。銀膠菊的入侵降低地上和地下的物種豐富度、均勻度和多樣性［21］，同時(shí)產(chǎn)生一系列化感物質(zhì)，抑制農(nóng)作物的幼苗建植［22］。此外，銀膠菊成功入侵被認(rèn)為與其較高的氣體交換參數(shù)、葉綠素水平以及比葉面積相關(guān)［23］。根際是植物和微生物群落之間建立聯(lián)系的關(guān)鍵微區(qū)［24］，然而，銀膠菊入侵對(duì)根際土壤微生物、土壤酶活性、土壤理化性質(zhì)的影響及其機(jī)制尚不清楚。本研究試圖從養(yǎng)分資源改善和利用以及入侵植物-微生物-環(huán)境的互作方面揭示銀膠菊的入侵機(jī)制，揭示銀膠菊對(duì)根際土壤胞外酶活性及養(yǎng)分的影響以及根際土壤微生物的營(yíng)養(yǎng)限制，并探明驅(qū)動(dòng)銀膠菊與鄉(xiāng)土植物狗牙根土壤酶活性和微生物營(yíng)養(yǎng)限制產(chǎn)生差異的重要影響因素。研究結(jié)果將有助于解釋銀膠菊入侵的地下生態(tài)學(xué)機(jī)制，并為制定有效的防控措施和選擇合適的替代防治植物提供科學(xué)依據(jù)，以更好地應(yīng)對(duì)銀膠菊進(jìn)一步入侵危害，保護(hù)烏東德-白鶴灘電站金沙江流域生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)健康和穩(wěn)定性。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況和土樣采集

研究區(qū)域位于云南省楚雄彝族自治州元謀縣江邊鄉(xiāng)（25°88′85.51″N，101°87′37.48″E，海拔938.71 m），氣候類型屬于南亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)［25］。樣地地處金沙江水系龍川江河谷內(nèi)，受河谷盆地地形和季風(fēng)氣候的共同影響，光照充足而光質(zhì)優(yōu)良。年平均氣溫21.6℃，年日照時(shí)數(shù)2943.5 h，年平均降雨量637.5 mm。土壤類型為紅壤土和燥紅土。植物群落以銀膠菊為主要優(yōu)勢(shì)種（優(yōu)勢(shì)度gt;80%），狗牙根（Cynodon dactylon）在群落中團(tuán)塊狀鑲嵌分布，偶有馬唐（Digitaria ciliaris）、賽葵（Malvastrum coromandelianum）、類雀稗（Paspalidium flavidum）等其他草本零星分布。

2022年9月，選取銀膠菊入侵的地勢(shì)平坦地段，分別設(shè)置銀膠菊和狗牙根100 m×100 m的大樣方各1個(gè)，在每個(gè)大樣方中隨機(jī)設(shè)置5個(gè)1 m×1 m的小樣方。在小樣方內(nèi)，選擇生長(zhǎng)狀況良好、植株大小相近、均處于開(kāi)花期的銀膠菊植株，采用“抖土法”采集根際土與非根際土［26］，同時(shí)采集鄉(xiāng)土植物狗牙根的根際土和非根際土。試驗(yàn)共設(shè)置銀膠菊根際、銀膠菊非根際、狗牙根根際、狗牙根非根際4個(gè)處理，每個(gè)處理5 個(gè)重復(fù)。所有土壤樣品放置于冰盒內(nèi)運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，新鮮土樣過(guò)2 mm篩。將土壤分為2份，一份置于4℃冰箱儲(chǔ)存?zhèn)溆茫Ｓ嗖糠诛L(fēng)干。

1.2 土壤理化性質(zhì)及酶活性的測(cè)定

1.2.1 土壤理化性質(zhì)測(cè)定 土壤含水量（Soil water content，SWC）采用烘干法測(cè)定；pH值使用pH計(jì)測(cè)定（土水比為1∶2.5）；土壤有機(jī)碳（Soil organic carbon，SOC）采用重鉻酸鉀-稀釋熱法測(cè)定；土壤硝態(tài)氮（Nitrate nitrogen，NO3--N）采用酚二磺酸比色法測(cè)定。土壤銨態(tài)氮（Ammonium nitrogen，NH4+-N）采用靛酚藍(lán)比色法進(jìn)行測(cè)定。土壤微生物量碳氮（Microbial biomass carbon，MBC；Microbial biomass nitrogen，MBN）使用氯仿熏蒸浸提法進(jìn)行測(cè)定［27］。土壤速效磷（Soil available phosphorus，SAP）使用碳酸氫鈉比色法測(cè)定。土壤可溶性有機(jī)碳氮（Dissolved organic carbon，DOC、Dissolved organic nitrogen，DON）使用2 mol·L-1KCl溶液浸提后用總有機(jī)碳氮分析儀（Multi N/C 2100S）測(cè)定。

1.2.2 土壤酶活性測(cè)定 碳水解酶BG、 氮水解酶NAG和LAP以及磷水解酶AP以上4種酶活性通常被認(rèn)為是整體C、N、P獲取的指標(biāo)［12-28］。酶活性的測(cè)定均采用微孔板熒光法測(cè)定，具體步驟參考相關(guān)文獻(xiàn)［28-30］。

1.3 數(shù)據(jù)分析與處理

數(shù)據(jù)檢驗(yàn)符合正態(tài)性分布后，采用單因素方差分析（One-way ANOVA），探究不同處理對(duì)各項(xiàng)土壤指標(biāo)的影響，采用LSD檢驗(yàn)進(jìn)行各處理之間的多重比較（α=0.05）；通過(guò)獨(dú)立樣本T檢驗(yàn)（T-test）分析同一植物根際與非根際土壤指標(biāo)間的差異（α=0.05）。采用Pearson相關(guān)性分析探究銀膠菊土壤胞外酶活性與土壤環(huán)境因子與酶活性和化學(xué)計(jì)量比的相關(guān)關(guān)系。采用冗余分析（Redundancy Analysis，RDA）方法分析兩植物土壤酶活性及環(huán)境因子的相關(guān)關(guān)系，然后使用rdacca.hp包對(duì)冗余分析中解釋變量進(jìn)行層次分割以明確變量的單獨(dú)效應(yīng)［32］。方差分析和相關(guān)性分析、冗余分析分別使用R4.2.3中base包和vegan包，數(shù)據(jù)可視化均使用R4.2.3中g(shù)gplot2包。土壤酶化學(xué)計(jì)量比采用ln對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化后的比值，酶化學(xué)矢量分析具體計(jì)算公式如下［28-29］：

（1）Enzyme C/N ratio=lnV_BG/ln（V_NAG+V_LAP） ；

（2）Enzyme C/P ratio=lnV_BG/lnV_AP；

（3）Enzyme N/P ratio=ln（V_NAG+V_LAP）/lnV_AP；

（4）Vector length=√（x^2+y^2 ）；

（5）Vector angle =DEGREES（ATAN2（x，y）） ；

公式（4）和（5）中x=lnV_BG/lnV_AP，y=lnV_BG/ln（V_NAG+V_LAP）。矢量長(zhǎng)度（Vector length）表示碳限制的程度，矢量角度（Vector angle）表示氮磷限制的程度，矢量角度大于45°表示磷限制，小于45°表示氮限制，越偏離45°限制程度越嚴(yán)重。

2 結(jié)果與分析

2.1 銀膠菊和狗牙根根際和非根際土壤理化性質(zhì)特征

銀膠菊和狗牙根根際土SAP、SOC、MBC、MBN均顯著高于自身非根際土，pH值和NO3--N相反（Plt;0.05，表1）。銀膠菊根際土SAP、MBN顯著高于狗牙根根際土，DOC，DON，SOC則相反（Plt;0.05，表1），而SWC和NH4+-N則無(wú)顯著差異（表1）。銀膠菊非根際土NO3--N顯著高于狗牙根非根際土，SAP，DOC，DON相反（Plt;0.05，表1），SWC、pH值、SOC、NH4+-N、MBC、MBN則無(wú)顯著差異（表1）。

2.2 銀膠菊和狗牙根根際和非根際土壤酶活性及化學(xué)計(jì)量比特征

銀膠菊根際土AP、BG、LAP活性顯著高于其非根際（Plt;0.05，圖1A、B、D），NAG則無(wú)顯著差異（圖1C），而狗牙根根際土僅AP酶活性顯著高于自身非根際（Plt;0.05，圖1A），其余則相反。此外，銀膠菊根際AP和BG顯著高于狗牙根根際，NAG則相反（Plt;0.05，圖1 A、B、C）。銀膠菊非根際AP顯著高于狗牙根非根際（Plt;0.05，圖1A），其余則相反（Plt;0.05，圖1B、C、D）。銀膠菊根際酶活性C/N和C/P的比值均顯著高于狗牙根，酶活性N/P則相反（Plt;0.05，表2）。銀膠菊非根際酶活性C/N顯著高于狗牙根非根際，C/P和N/P則相反（Plt;0.05，表2）。

2.3 土壤微生物代謝的碳和養(yǎng)分相對(duì)限制

由圖2B可知，兩種植物根際與非根際土壤均為磷限制狀態(tài)（Vector anglegt;45°），且銀膠菊根際和非根際土壤微生物磷限制（Vector angle）和碳限制（Vector length）均顯著高于本地植物狗牙根（Plt;0.05，圖2A、B）。此外，銀膠菊和狗牙根的根際土壤微生物碳限制顯著低于自身非根際，而磷限制程度只有狗牙根之間差異顯著（Plt;0.05，圖2A、B）。圖3相關(guān)性分析顯示，銀膠菊土壤微生物的磷限制與碳限制呈顯著正相關(guān)（R2=0.727，Plt;0.01，圖3），而狗牙根土壤微生物的磷限制與碳限制呈顯著負(fù)相關(guān)（R2=0.510，Plt;0.05，圖3）。

2.4 入侵植物銀膠菊影響土壤酶活性及化學(xué)計(jì)量比的機(jī)制

銀膠菊土壤AP、LAP酶活性與SAP、SOC、MBC、MBN顯著正相關(guān)，與pH、NO3--N顯著負(fù)相關(guān)，此外銀膠菊AP酶活性與DON呈顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.05）。BG酶活性與SOC、MBC顯著正相關(guān)（Plt;0.05，圖4）。酶活性C/N、C/P、Vector length均與SAP、MBN顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.05，圖4）。

冗余分析結(jié)果顯示，銀膠菊與鄉(xiāng)土植物分異明顯，RDA第一軸和第二軸分別解釋了土壤胞外酶活性、酶活性化學(xué)計(jì)量比、矢量長(zhǎng)度與角度變異的57.54%和25.51%（圖5A）。層次分割結(jié)果顯示，DOC、NO3--N、DON、SAP為驅(qū)動(dòng)銀膠菊與狗牙根土壤胞外酶活性、酶活性化學(xué)計(jì)量比、矢量長(zhǎng)度與角度變異主要影響因子，分別解釋了總變差的18.1%，13.1%，11.4%，10.4%（圖5B）。

3 討論

3.1 入侵植物銀膠菊對(duì)土壤酶活及土壤理化性質(zhì)的影響

入侵植物與地下生態(tài)系統(tǒng)的互作被認(rèn)為是驅(qū)動(dòng)其成功入侵和建立的重要機(jī)制之一［30］。研究結(jié)果表明，銀膠菊入侵顯著提高了根際土壤AP，BG酶活性，改善了速效磷養(yǎng)分的供應(yīng)（Plt;0.05，圖1A，B，表1）。土壤中參與碳磷循環(huán)的酶活性增強(qiáng)表明銀膠菊可能在加速土壤有機(jī)質(zhì)分解和磷礦化速率方面發(fā)揮作用［10］。與本研究結(jié)果一致，李會(huì)娜等發(fā)現(xiàn)入侵植物豚草顯著增強(qiáng)了土壤酶活性，改善了磷養(yǎng)分供應(yīng)［31］。李偉華等發(fā)現(xiàn)四種外來(lái)入侵植物相較于本地植物提高了根際土蛋白酶和脲酶活性及速效氮含量［32］。土壤胞外酶參與地下生物地球化學(xué)循環(huán)，特定胞外酶活性增高可增加氮磷鉀元素的可獲得性［33-34］。入侵植物銀膠菊通過(guò)加快碳、磷等元素的周轉(zhuǎn)速率，營(yíng)造出富含營(yíng)養(yǎng)的根際環(huán)境，有助于促進(jìn)養(yǎng)分的循環(huán)利用。本研究區(qū)域位于金沙江干熱河谷地帶，土壤貧瘠，氮磷養(yǎng)分供給能力較差［35］，且研究地屬于金沙江庫(kù)區(qū)消落帶，由于烏東德水庫(kù)的周期性蓄水會(huì)發(fā)生水淹和落干，水體融溶加劇速效養(yǎng)分的流失［36］。入侵植物銀膠菊在低磷養(yǎng)分條件下，提高根際土壤AP酶活性，進(jìn)而加速有機(jī)磷的礦化。磷養(yǎng)分增多促進(jìn)銀膠菊的繁殖能力和生長(zhǎng)速率［37］，從而增加其物種競(jìng)爭(zhēng)能力。與預(yù)期相反，銀膠菊入侵顯著降低了根際和非根際土壤NAG酶活性與根際DOC、DON、SOC含量（Plt;0.05，圖1C，表1）。入侵植物可以通過(guò)凋落物和根系分泌物調(diào)節(jié)根系微生物群落組成、豐度和活性進(jìn)而影響酶活性［38-39］。銀膠菊為一年生株高可達(dá)1.5 m的草本植物［7］，能產(chǎn)生大量凋落物與植物殘?bào)w。而且，植物可將10%以上的光合固定碳以有機(jī)物形式通過(guò)根系直接釋放到土壤中［40］。鑒于NAG主要參與真菌細(xì)胞壁上幾丁質(zhì)的分解［14］，且銀膠菊已被證明可分泌有毒物質(zhì)銀膠菊素和大量化感物質(zhì)［41］，說(shuō)明銀膠菊可能通過(guò)特定的凋落物或根系分泌物成分抑制真菌生物量，從而導(dǎo)致了NAG酶活性的降低［42］。

銀膠菊根圍土壤LAP酶活性與MBC、MBN含量顯著正相關(guān)，BG酶活性也與MBC含量顯著正相關(guān)（Plt;0.05，圖4）。這表明銀膠菊根圍較高的土壤酶活性，可能促進(jìn)了銀膠菊根系凋落物分解，使土壤微生物生物量可維持較高水平。而且，與Yang等研究結(jié)果一致［43］，土壤微生物是胞外酶的主要生產(chǎn)者之一，土壤微生物生物量越高，釋放到土壤中酶量越大，酶活性越高。與前人對(duì)薇甘菊（Mikania micrantha）入侵的研究結(jié)果相同［44］，同狗牙根相比，銀膠菊降低了根際土壤SOC含量（Plt;0.05，表1），這可能是由于銀膠菊根系生物量較高和根系發(fā)達(dá)［45］，從而導(dǎo)致其分泌了更多的碳水化合物和有機(jī)酸刺激微生物生長(zhǎng)和活性［46］，進(jìn)而加速了根際土壤有機(jī)質(zhì)分解，導(dǎo)致土壤有機(jī)碳的流失。如根系分泌物和凋落物中水溶性植物物質(zhì)可能增強(qiáng)BG酶活性［47］，加速土壤有機(jī)質(zhì)分解和磷礦化［48］。

3.2 入侵植物對(duì)土壤酶化學(xué)計(jì)量比及微生物養(yǎng)分限制的影響

土壤微生物群落的代謝功能和養(yǎng)分循環(huán)受微生物養(yǎng)分限制的影響，微生物養(yǎng)分限制通過(guò)影響土壤養(yǎng)分含量介導(dǎo)植物生產(chǎn)。本研究發(fā)現(xiàn)，銀膠菊入侵相較于狗牙根加劇了根際和非根際土壤微生物的碳磷限制（Plt;0.05，圖2A、2B），使得微生物群落趨向于非穩(wěn)態(tài)。亞熱帶地區(qū)土壤富含鐵、鋁離子，導(dǎo)致磷容易形成絡(luò)合物造成自身有效磷的貧瘠［49］，是導(dǎo)致土壤微生物磷限制的重要因素［50］，而入侵植物旺盛的生長(zhǎng)代謝引發(fā)微生物對(duì)有效磷的劇烈競(jìng)爭(zhēng)，可進(jìn)一步加劇微生物的磷限制［51］。此外，入侵植物還可通過(guò)根系分泌、淋溶及殘?bào)w的分解向土壤釋放化感物質(zhì)，影響土壤微生物的區(qū)系組成、代謝速率和特定的胞外酶活性［52］，銀膠菊也可能通過(guò)化感物質(zhì)刺激微生物分泌更多的磷酸酶，改變磷養(yǎng)分循環(huán)，從而為自身創(chuàng)造競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)［53］。添加N會(huì)刺激磷酸酶活性增強(qiáng)，本研究銀膠菊VL與VA和NO3--N正相關(guān)表明氮養(yǎng)分一旦滿足（Plt;0.05，圖4），其他元素如磷、碳則成為微生物限制元素［53］。銀膠菊VL與SAP顯著負(fù)相關(guān)（Plt;0.05，圖4），碳磷限制的高低反應(yīng)了微生物對(duì)碳、磷元素的需求強(qiáng)弱。磷礦化對(duì)植物的競(jìng)爭(zhēng)力具有重要意義，Mary等人2013年的添加實(shí)驗(yàn)驗(yàn)證了微生物磷礦化可能是由其對(duì)碳的需求驅(qū)動(dòng)的［49］，微生物主要利用含磷有機(jī)化合物的有機(jī)部分充當(dāng)碳源，同時(shí)只攝取一小部分磷，其余大部分則被植物所吸收利用。鑒于此，銀膠菊從微生物碳需求驅(qū)動(dòng)的磷礦化機(jī)制中受益可能是其入侵?jǐn)U張的一個(gè)重要機(jī)制。此外，銀膠菊根際與非根際土壤中碳磷限制呈顯著正相關(guān)（R2=0.727，Plt;0.01，圖3），這可能是因?yàn)榄h(huán)境中P元素相對(duì)有限時(shí)，微生物群落需要大量的C、N合成P獲取酶從而受C源調(diào)控［54］。

本研究表明，土壤理化性質(zhì)可解釋土壤胞外酶活性、酶化學(xué)計(jì)量比及微生物營(yíng)養(yǎng)限制的大部分變化（圖5A），而且可溶性有機(jī)碳和氮、硝態(tài)氮和速效磷含量是解釋變異的主要因素（圖5B）。土壤中可溶性有機(jī)物作為可被微生物利用的底物，可以通過(guò)影響微生物的營(yíng)養(yǎng)和能量供應(yīng)從而導(dǎo)致入侵植物與鄉(xiāng)土植物在酶活性和微生物營(yíng)養(yǎng)限制方面的差異［55］，此外，速效氮磷養(yǎng)分作為酶促反應(yīng)的生成物，其含量及有效性深刻影響著酶活性及其化學(xué)計(jì)量比［56］。

土壤胞外酶作為植物-土壤-微生物的反饋系統(tǒng)的關(guān)鍵介質(zhì)，對(duì)有效養(yǎng)分等環(huán)境變化的響應(yīng)極為敏感，其化學(xué)計(jì)量比一定程度上反映了土壤微生物在養(yǎng)分獲取和現(xiàn)有資源之間的平衡［6］。Sinsabaugh等發(fā)現(xiàn)全球尺度上碳、氮、磷獲取酶活性比值約為1∶1∶1［12］，而酶活性比值已經(jīng)被證明隨生態(tài)系統(tǒng)類型和生境環(huán)境條件變化而變化［57］。本研究中銀膠菊酶活性碳、氮、磷比值為1.26∶1∶1.45相對(duì)于全球尺度發(fā)生了偏離（表2），此外，銀膠菊根際酶活性C/N和C/P的比值均顯著高于狗牙根，酶活性N/P則相反（Plt;0.05，表2），表明相較于鄉(xiāng)土植物，銀膠菊根際微生物更多地將資源投資于碳和磷的獲取。

4 結(jié)論

銀膠菊入侵顯著提高了根際土壤堿性磷酸酶、β-1，4-葡萄糖苷酶活性和速效磷含量，并加劇了土壤微生物碳和磷限制，這表明通過(guò)提高胞外酶活性進(jìn)而改善養(yǎng)分供應(yīng)可能是銀膠菊成功入侵的一個(gè)重要機(jī)制。可溶性有機(jī)碳氮、硝態(tài)氮、速效磷是驅(qū)動(dòng)銀膠菊與狗牙根土壤酶活性和微生物營(yíng)養(yǎng)限制產(chǎn)生差異的重要影響因子?？傮w而言，本研究闡明了銀膠菊入侵后土壤酶活性及微生物養(yǎng)分限制的變化，并揭示了銀膠菊入侵影響土壤養(yǎng)分循環(huán)及微生物營(yíng)養(yǎng)限制的因素，可為今后研發(fā)針對(duì)性的銀膠菊防控技術(shù)提供理論參考。

參考文獻(xiàn)

［1］ SIMBERLOFF D，MARTIN J L，GENOVESI P，et al. Impacts of biological invasions：what’s what and the way forward［J］. Trends in Ecology amp; Evolution，2013，28（1）：58-66

［2］ CARBONI M，LIVINGSTONE S W，ISAAC M E，et al. Invasion drives plant diversity loss through competition and ecosystem modification［J］. Journal of "Ecology，2021，109（10）：3587-3601

［3］ LEE M R，BERNHARDT E S，VAN BODEGOM P M，et al. Invasive species’ leaf traits and dissimilarity from natives shape their impact on nitrogen cycling：a meta‐analysis［J］. New Phytologist，2017，213（1）：128-139

［4］ ZHANG H Y，GONCALVES P，COPELAND E，et al. Invasion by the weed Conyza canadensis alters soil nutrient supply and shifts microbiota structure［J］. Soil Biology and Biochemistry，2020，143：107739

［5］ XU H W，LIU Q，WANG S Y，et al. A global meta-analysis of the impacts of exotic plant species invasion on plant diversity and soil properties［J］. Science of the Total Environment，2022，810：152286

［6］ OJONG M P J，ALVAREZ M，IHLI H J，et al. Action on invasive species：control strategies of Parthenium hysterophorus L. on smallholder farms in Kenya［J］. Environmental Management，2022，69（5）：861-870

［7］ BOJA M，GIRMA Z，DALLE G. Impacts of Parthenium hysterophorus L. on plant species diversity in ginir district，southeastern ethiopia［J］. Diversity，2022，14（8）：675

［8］ SAFDAR M E，TANVEER A，KHALIQ A，et al. Critical competition period of Parthenium weed （Parthenium hysterophorus L.） in maize［J］. Crop Protection，2016，80：101-107

［9］ ZHANG P，LI B，WU J，et al. Invasive plants differentially affect soil biota through litter and rhizosphere pathways：a meta‐analysis［J］. Ecology Letters，2019，22（1）：200-210

［10］ QIN Z，XIE J F，QUAN G M，et al. Impacts of the invasive annual herb Ambrosia artemisiifolia L. on soil microbial carbon source utilization and enzymatic activities［J］. European Journal of Soil Biology，2014，60： 58-66

［11］ CHAPIN F S III，MATSON P A，MOONEY H A. Principles of terrestrial ecosystem ecology［M］. New York： Springer，2002： 436

［12］ SINSABAUGH R L，LAUBER C L，WEINTRAUB M N，et al. Stoichiometry of soil enzyme activity at global scale ［J］. Ecology Letters，2008，11（11）：1252-1264

［13］ ALLISON S D，VITOUSEK P M. Responses of extracellular enzymes to simple and complex nutrient inputs［J］. Soil Biology and Biochemistry，2005，37（5）：937-944

［14］ SINSABAUGH R L，HILL B H，F(xiàn)OLLSTAD SHAH J J. Ecoenzymatic stoichiometry of microbial organic nutrient acquisition in soil and sediment［J］. Nature，2009，462（7274）：795-798

［15］ ALLISON S D，NIELSEN C，HUGHES R F. Elevated enzyme activities in soils under the invasive nitrogen-fixing tree Falcataria moluccana［J］. Soil Biology and Biochemistry，2006，38（7）：1537-1544

［16］ HU Z Y，LI J T，SHI K，et al. Effects of Canada goldenrod invasion on soil extracellular enzyme activities and ecoenzymatic stoichiometry［J］. Sustainability，2021，13（7）：3768

［17］ 鄧鑫欣，于江，熊浩榮，等. 金沙江下游烏東德和白鶴灘電站庫(kù)區(qū)外來(lái)入侵植物組成和分布［J］. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)，2023，29（6）：1305-1321

［18］ MAO R，NGUYEN T L T，OSUNKOYA O O，et al. Spread pathways of the invasive weed Parthenium hysterophorus L.：the potential for water dispersal［J］. Austral Ecology，2019，44（7）：1111-1122

［19］ NIGATU L，HASSEN A，SHARMA J，et al. Impact of Parthenium hysterophorus on grazing land communities in north‐eastern Ethiopia［J］. Weed Biology and Management，2010，10（3）：143-152

［20］ 熊浩榮，鄧鑫欣，于江，等. 金沙江下游外來(lái)入侵植物入侵風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估——以烏東德和白鶴灘電站庫(kù)區(qū)為例［J］.生物安全學(xué)報(bào)（中英文），2024，33（4）：381-382

［21］ COWIE B W，BYRNE M J，WITKOWSKI E T F. Small-scale insights into the above- and below-ground invasion dynamics of Parthenium hysterophorus in a South African savanna：the potential role of stocking rate［J］. South African Journal of Botany，2022，144：229-237

［22］ PUTRI W E. Allelopathic effect of Parthenium weed （Parthenium hysterophorus L.） leaf litter on the seedling emergence and growth of wheat （Triticum aestivum L.）［J］.IOP Conference Series：Earth and Environmental Science，2022，978（1）：012016

［23］ 陳新微，李慧燕，劉紅梅，等. 入侵種銀膠菊和三葉鬼針草與本地種氣體交換特性的比較［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，36（18）：5732-5740

［24］ LUSTER J，G?TTLEIN A，NOWACK B，et al. Sampling，defining，characterising and modeling the rhizosphere—the soil science tool box［J］. Plant and Soil，2009，321（1-2）：457-482

［25］ 王雪梅，閆幫國(guó)，趙廣，等. 云南元謀不同海拔土壤微生物對(duì)車桑子碳、氮、磷化學(xué)計(jì)量特征及土壤特性的影響［J］. 植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，41（3）：311-324

［26］ RILEY D，BARBER S A. Bicarbonate accumulation and pH changes at the soybean （Glycine max （L.） merr.） root‐soil interface［J］. Soil Science Society of America Journal，1969，33（6）：905-908

［27］ JENKINSON D S， BROOKES P C，POWLSON D S. Measuring soil microbial biomass［J］. Soil Biology and Biochemistry，2004，36（1）：5-7

［28］ MOORHEAD D L，SINSABAUGH R L，HILL B H，et al. Vector analysis of ecoenzyme activities reveal constraints on coupled C，N and P dynamics［J］. Soil Biology and Biochemistry，2016，93：1-7

［29］ 李雅男，李邵宇，史世斌，等. 荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下土壤酶化學(xué)計(jì)量特征的研究［J］. "草地學(xué)報(bào)，2022，30（9）：2239-2248

［30］ ZHANG P，NIE M，LI B，et al. The transfer and allocation of newly fixed C by invasive Spartina alterniflora and native Phragmites australis to soil microbiota［J］. Soil Biology and Biochemistry，2017，113：231-239

［31］ 李會(huì)娜，劉萬(wàn)學(xué)，萬(wàn)方浩，等. 入侵植物豚草與本地植物馬唐對(duì)土壤肥力與酶活性影響的比較［J］. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2009，17（5）：847-850

［32］ 李偉華，張崇邦，林潔筠，等. 外來(lái)入侵植物的氮代謝及其土壤氮特征［J］. 熱帶亞熱帶植物學(xué)報(bào)，2008，16（4）：321-327

［33］ 潘森，卜嘉瑋，甘安琪，等. 放牧強(qiáng)度對(duì)高寒草地土壤微生物胞外酶化學(xué)計(jì)量的影響［J］. 草地學(xué)報(bào)，2023，31（6）：1780-1787

［34］ 閆靜，張曉亞，陳雪，等. 三葉鬼針草與不同本地植物競(jìng)爭(zhēng)對(duì)土壤微生物和土壤養(yǎng)分的影響［J］. 生物多樣性，2016，24（12）：1381-1389

［35］ 張燕平，趙粉俠，劉秀賢，等. 干熱河谷印楝生長(zhǎng)與立地條件關(guān)系［J］. 林業(yè)科學(xué)研究，2005，18（1）：74-79

［36］ WANG T，ZHU B，ZHOU M H，et al. Nutrient loss from slope cropland to water in the riparian zone of the Three Gorges Reservoir：process，pathway，and flux［J］. Agriculture，Ecosystems amp; Environment，2020，302： 107108

［37］ 唐賽春，韋春強(qiáng)，潘玉梅，等. 入侵植物銀膠菊對(duì)不同氮、磷水平的繁殖適應(yīng)性［J］. 武漢植物學(xué)研究，2010，28（2）： 213-217

［38］ XU H W，QU Q，CHEN Y H，et al. Disentangling the direct and indirect effects of cropland abandonment on soil microbial activity in grassland soil at different depths［J］. Catena，2020，194：104774

［39］ EHRENFELD J G，KOURTEV P，HUANG W. Changes in soil functions following invasions of exotic understory plants in deciduous forests［J］. Ecological Applications，2001，11（5）：1287-1300

［40］ HAICHAR F E Z，HEULIN T，GUYONNET J P，et al. Stable isotope probing of carbon flow in the plant holobiont［J］. "Current Opinion in Biotechnology，2016，41：9-13

［41］ KAUR A，KAUR S，SINGH H P，et al. Alterations in phytotoxicity and allelochemistry in response to intraspecific variation in Parthenium hysterophorus［J］. Ecological Complexity，2022，50：100999

［42］ TAMURA M，SUSEELA V. Warming and labile substrate addition alter enzyme activities and composition of soil organic carbon［J］. Frontiers in Forests and Global Change，2021，4：691302

［43］ YANG T，LI X，HU B，et al. Climate and soil properties shape latitudinal patterns of soil extracellular enzyme activity and stoichiometry：Evidence from Southwest China［J］. Applied Soil Ecology，2024，197：105319

［44］ LI W H，ZHANG C B，JIANG H B，et al. Changes in soil microbial community associated with invasion of the exotic weed，Mikania micrantha H.B.K［J］. Plant and Soil，2006，281（1）：309-324

［45］ DOGRA K S，SOOD S K，SHARMA R. Distribution， Biology and Ecology of Parthenium hysterophorus L. （Congress Grass） an invasive species in the North-Western Indian Himalaya （Himachal Pradesh）［J］. African Journal of Plant Science，2011，5（11）：682-687

［46］ TIAN L，SHI W. Short-term effects of plant litter on the dynamics，amount，and stoichiometry of soil enzyme activity in agroecosystems［J］. European Journal of Soil Biology，2014，65：23-29

［47］ SONG Y Y，SONG C C，TAO B X，et al. Short-term responses of soil enzyme activities and carbon mineralization to added nitrogen and litter in a freshwater marsh of Northeast China［J］. European Journal of Soil Biology，2014，61：72-79

［48］ HERNáNDEZ D L，HOBBIE S E. The effects of substrate composition，quantity，and diversity on microbial activity［J］. Plant and Soil，2010，335（1）：397-411

［49］ SPOHN M，KUZYAKOV Y. Phosphorus mineralization can be driven by microbial need for carbon［J］. Soil Biology and Biochemistry，2013，61：69-75

［50］ DENG L，PENG C H，HUANG C B，et al. Drivers of soil microbial metabolic limitation changes along a vegetation restoration gradient on the Loess Plateau，China［J］. Geoderma，2019，353：188-200

［51］ CUI Y，F(xiàn)ANG L，GUO X，et al. Natural grassland as the optimal pattern of vegetation restoration in arid and semi-arid regions：Evidence from nutrient limitation of soil microbes［J］. Science of the Total Environment，2019，648：388-397

［52］ SI C C，LIU X Y，WANG C Y，et al. Different degrees of plant invasion significantly affect the richness of the soil fungal community［J］. Plos One，2013，8（12）：e85490

［53］ 王亞男，李睿玉，朱曉換，等. 土荊芥揮發(fā)油化感脅迫對(duì)土壤胞外酶活性和微生物多樣性的影響［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，37（13）：4318-4326

［54］ LIU C H，WANG B R，ZHU Y Z，et al. Eco-enzymatic stoichiometry and microbial non-homeostatic regulation depend on relative resource availability during litter decomposition［J］. Ecological Indicators，2022，145： 109729

［55］ 陸宇明，許恩蘭，吳東梅，等. 凋落物雙倍添加和移除對(duì)米櫧林土壤水解酶活性及其化學(xué)計(jì)量比的影響［J］. 水土保持學(xué)報(bào)，2021，35（4）：313-320

［56］ 李慧超，潘紅麗，馮秋紅，等. 凋落葉輸入量對(duì)川西亞高山不同密度云杉人工林土壤酶活性及其化學(xué)計(jì)量比的影響［J］. 2024，43（10）：2967-2978

［57］ YANG Y，LIANG C，WANG Y Q，et al. Soil extracellular enzyme stoichiometry reflects the shift from P- to N-limitation of microorganisms with grassland restoration［J］. Soil Biology and Biochemistry，2020，149：107928

（責(zé)任編輯 "劉婷婷）