N,Mn元素添加及其二者交互作用对金沙江干热河谷典型植物凋落物土壤酶活性影响

樊 博, 闫帮国,2,3, 方海东, 史亮涛, 何光熊,潘志贤, 岳学文, 范建成, 李建查

(1.云南省农业科学院 热区生态农业研究所, 云南 元谋 651300;2.中国科学院 水利部 成都山地灾害与环境研究所, 成都 610041; 3.中国科学院大学, 北京 100049)

金沙江干热河谷是我国云贵高原地区生态环境较为脆弱地区，由于存在着独特的地理环境造成该地区水热矛盾较为突出，植被覆盖度低，降雨量少，水土流失严重，植被恢复工作成为该地区研究的热点问题。因干热河谷植被的凋落物养分的释放深刻地影响着土壤理化性质、土壤微生物数量及土壤酶活性，同时土壤酶活性又能够在一定程度上反映土壤中进行的各种生物化学过程的强度和方向，所以土壤酶活性可以作为评价土壤肥力状况的重要指标，是反映土壤品质的生物学活性指标[1]。

国外研究中不仅将土壤酶活性作为评价土壤健康和质量的重要指标[2]，酶活性也被认为是植被恢复过程中土壤修复的指示剂[3]。Vestgarden[4]研究发现外加氮源对针叶林凋落物的分解有促进作用；也有研究发现，添加氮对凋落物的分解有抑制作用或影响不明显[5-6]；赵玉涛研究者[7]研究了不同氮水平下两种林型的主要土壤酶活性，氮沉降增加对土壤酶活性的作用与林分类型有关,短期施氮可以显著影响土壤酶的活性；高氮沉降降低了土壤多酚氧化酶活性,且随着多酚氧化酶活性的降低,两种林型土壤纤维素酶和蔗糖酶活性也有降低的趋势。王光华等[8]研究氮肥对大豆根圈土壤酶活性的影响，结果发现不同氮肥对大豆根圈土壤酶活性及氮营养状况影响很大。郭天财研究者[9]研究在大田冬小麦同生育时期内，随着施氮水平的提高，土壤蛋白酶、过氧化氢酶及脱氢酶活性均呈先增后降的变化趋势，以180 kg N/hm2施氮水平的活性最高；脲酶活性则随氮水平的提高而上升，在360 kg N/hm2施氮水平下达到最高。锰在植物代谢过程中的作用是多方面的，如直接参与光合作用，促进氮素代谢，调解植物体内氧化还原状况等，这些作用往往是通过锰对酶活性的影响来实现的[10]。锰主要是36种酶的活化剂，3种酶的成分[11]。锰还参与一系列酶促反应，主要包括脱羧基作用、水解反应、磷酸化作用等，锰也影响吲哚乙酸的代谢，是吲哚乙酸合成作用的辅因子[12-14]。但已有研究主要侧重于长期施肥及不同耕作方式下的土壤酶活性变化[15-16]，对于氮、锰元添加对其干热河谷的植被凋落物酶活性影响研究较少。氮肥、锰肥作为常用的肥料，盲目施用肥料会导致土壤结构恶化、肥力下降，破坏了生态系统[17]。为此本研究通过野外模拟试验，添加N，Mn元素研究干热河谷典型植物凋落物的土壤酶活性变化,探讨出不同植物凋落物土壤酶活性对N，Mn元素添加及二者交互作用的响应，揭示干热河谷植物凋落物土壤酶活性变化，旨在为干热河谷的水土保持工作及生态恢复方面治理提供理论依据。

1 研究方法

1.1 研究区概况

研究区域位于金沙江干热河谷元谋县云南省农业科学院热区生态农业研究所试验基地。金沙江干热河谷是我国西南地区最为干旱的地区之一，水热矛盾较为突出，平均年蒸发量约为平均年降雨量的6倍，存在明显的干湿季之分,年均温大于20℃，干季可达6个月，漫长少雨，多年平均降雨量613.8 mm，其降水量仅为全年的10.0%～22.2%[18]。土壤类型主要为变性土、燥红土、紫色土以及薄层土[19]。

1.2 试验设计

试验选择在金沙江干热河谷元谋试验基地开展试验，所有的试验样方均位于山坡上。共选择了15个2 m×2 m样地,每个样地之间有足够的隔离带，以避免小区之间水分和养分的横向运输。2013年、2014年在金沙江干热河谷区域野外采集5种典型干热河谷植物的叶片凋落物作为试验材料，包括攀枝花(Bombaxmalabaricum)、橡皮树(Ficuselastic)、车桑子(Dodonaeaviscosa)、小花扁担木(Grewiabiloba)、象草(Ennisetumpurpureum)的凋落物各200 g，并将这些采回的凋落物装入尼龙网袋(孔径为1.0 mm×1.0 mm，大小为15 cm×10 cm)中，每个试验样方中放入各个物种的凋落袋1袋。2014年6月16日将凋落袋放入样方中，并在2014年6月19日、2014年8月10日以及2015年6月10日对试验小区进行元素添加，本试验共设计4处理，即对照组(CK)、N添加(0.9 mol/m2NH4NO3)、Mn添加(0.009 mol/m2MnSO4)和N，Mn(NM)同时添加，各处理的小区在空间上随机排列，每种处理3个重复。

1.3 样品采集、测定项目及分析

2015年6月20日，取出试验小区中的尼龙网袋，带回实验室处理样品，将尼龙网袋外部的杂草、植物根系、无脊椎动物、杂草等小心的剥去，将尼龙网袋剪开取出凋落物及土壤作为测试样品，并保存在4℃的冰箱中保存。测定凋落物土壤中的酸性磷酸酶(AP)、葡萄糖苷酶(BG)、多酚氧化酶(POP)、过氧化物酶(PER)、脲酶(U)等指标，所有酶活性均表示为单位有机质(g)下的底物分解速率，具体测定方法参照[20]。

1.4 数据处理与分析

数据处理采用Excel 2003，SPSS 20.0统计软件完成。其中，元素添加对凋落物质量损失率采用SPSS 20.0进行方差分析，用最小显著差异法(LSD)多重比较变量间的差异显著性;用SPSS 20.0分析凋落物酶活性的相关性。数据的变异性用标准差(SD)表示。

2 结果与分析

2.1 N，Mn元素添加及其二者交互作用对干热河谷植物凋落物土壤酶活性影响

土壤酶以稳定的蛋白质形式存在与土壤中,参与了包括土壤生物化学过程在内的自然界物质循环[21]。土壤酶在土壤生态系统的物质循环和能量转化中起着非常重要的作用，它催化土壤中的一切生物化学反应，其活性大小是土壤肥力的重要标志[22]。从图1可以看出，不同植物的凋落物土壤酶活性是存在差异性。DV在不同处理方式下5种的土壤酶活性均差异性显著。其中：(1) AP：PP在四种处理方式下植物凋落物土壤磷酸酶活性整体高于其他植物。其中，BM，GB在N处理下的土壤酸性磷酸酶活性较高，分别为26.86 mmol/g OM，61.34 mmol/g OM，DV在CK处理下与氮锰同时添加处理下的土壤磷酸酶活性存在显著性差异。(2) BG：GB在N处理下高于同处理下其他植物凋落物土壤葡萄糖苷酶活性，其酶活性达到了124.89 mmol/g OM，是CK的5.17倍。DV在CK处理与N，NM同时添加酶活性呈显著性差异；F在EN与NM，CK下酶活性存在显著差异，其他处理无显著性差异。(3) POP：DV在N，Mn同时添加下凋落物土壤酶活性高于其他处理。DV，FE，GB在Mn处理下的活性>N处理，BM，PP的酶活性表现一致，均为NM>N>Mn处理的土壤多酚氧化酶活性。DVN处理下与氮锰同时添加下存在显著性差异。(4) PER：PP在4种处理下均高于其他植物的凋落物土壤酶活性，N处理下:PP的酶活性分别是BM，DV，FE，GB凋落物土壤酶活性的18.33倍、2.57倍、2.84倍、2.99倍。Mn处理下:PP的酶活性分别是BM，DV，FE，GB凋落物土壤酶活性的2.66倍、2.93倍、3.68倍、1.47倍；NM处理下：PP的酶活性分别是BM，DV，FE，GB凋落物土壤酶活性的2.10倍、1.24倍、2.48倍、1.66倍。FE的CK处理与N处理之间存在显著性差异。(5) U：PP在各处理下均表现脲酶活性较高。其中，BM在氮锰同时添加下含量较高，达到了13.49 mg/g OM，DV在Mn处理下酶活性响应明显，分别是是对照组、氮添加下酶活性的1.48倍、4.80倍，GB在氮锰同时添加下土壤酶活性较高，酶活性分别比CK，N，Mn处理下多7.66 mg/g OM，15.89 mg/g OM，10.79 mg/g OM。FE在CK处理与Mn处理之间差异性显著，PP的CK处理与N处理之间存在显著性差异。整体看来，PP在四种处理方式下植物凋落物AP，PER，U活性整体高于其他植物。又从分析结果不难发现，每种植物对N，Mn和NM同时添加后的土壤酶活性变化是不一致的，影响着生态系统的物质循环和能量转化，其植被凋落下的土壤养分也会随之发生变化。

2.2 元素、物种对元谋干热河谷植物凋落物土壤酶活性的方差分析

从表1中可以看出，元素添加和物种对植物凋落物土壤酶活性产生了一定影响。其中，物种对土壤磷酸酶活性呈显著差异(p<0.05)；物种与过氧化物酶之间呈极显著性差异，p值达到了0.001水平。元素添加只对葡萄糖苷酶影响很大，它们之间呈显著性差异(p=0.0438)。元素和物种对土壤酶活性影响是多方面的，诸如土壤磷酸酶活性受到土壤基本理化性质、植被覆盖以及存在于土壤中能够激发或抑制酶活性的无机或者有机物等的影响[23]。

2.3 N，Mn元素添加及其二者交互作用对元谋干热河谷植物凋落物土壤酶活性相关性分析

从表2中可以看出，添加元素后土壤酶活性存在一定程度的相关性。土壤酸性磷酸酶与土壤葡萄糖苷酶、多酚氧化酶之间存在极显著相关性，相关系数达到了0.75，0.39；葡萄萄糖苷酶与多酚氧化酶之间存在极显著相关性，多酚氧化酶与过氧化物酶之间存在极显著相关性，其他土壤酶之间存在弱相关性。

注：以上数据均为平均值±标准误，小写字母代表在5%显著水平。BM：攀枝花，DV:车桑子，FE:橡皮树，GB：小花扁担木，PP：象草。

图1 元素添加对干热河谷植物凋落物土壤酶活性影响

注：AP：酸性磷酸酶；BG：葡萄糖苷酶；POP：多酚氧化酶；PER：过氧化物酶；U：脲酶。*代表在5%水平下显著差异，**代表在1%水平下极显著差异。下同。

3 结论与讨论

在以往的研究中主要集中在土壤养分与土壤酶活性之间的关系研究方面[24-26]。本研究以干热河谷植被凋落物入手，探讨不同植被凋落物土壤酶活性，探明了研究区域添加N，Mn元素后不同植物的凋落物土壤酶活性的差异性及相关性。

(1) 本研究发现N添加显著提高了干热河谷典型植被下土壤磷酸酶活性。其原因可能是土壤磷酸酶蛋白由C，N等基本元素构成，添加N元素在一定程度上促进了磷酸酶合成[27]；或是由于添加了N元素后，提高了土壤中的微生物对其他养分的需求(尤其是P)，所以微生物通过分泌更多的磷酸酶来获取有效P[28]。

(2) N，Mn元素添加及其二者同时添加对植物凋落物酶活性产生很大的影响。攀枝花和车桑子在N处理下凋落物土壤酸性磷酸酶、土壤葡萄糖苷酶活性高于对照。土壤酶活性对N 元素较为敏感，但受到土壤水气热条件、土壤理化性质、土壤微生物群落组成和生态系统结构的影响，在不同的生态系统中土壤酶活性对氮元素的响应往往有所不同[29,30]，就造成过氧化物酶、脲酶等土壤酶活性变化加氮后不显著。本研究中，Mn处理下5种植物的土壤酶活性变化不大，这可能是由于本研究的试验周期较短，可能无法显示出其对植物凋落物土壤酶活性的影响，这与Aponte C.研究者对Mn的研究结果相一致，Mn对凋落物土壤酶活性的影响主要限于分解后期[31]，Mn能促进种子和幼苗的早期生长，Mn对试验前期影响不显著。

(3) 物种对植物凋落物土壤酶活性存在显著性差异，主要是不同物种在凋落物分解中产生的化学组分不同。如，小花扁担木的分解速率比其他几种植物的凋落物分解快，木质素、矿质养分释放到土壤中的养分较多，造成土壤微生物数量增多、土壤酶活性等增加，土壤酸性磷酸酶、多酚氧化酶差异性显著。同时，一些元素添加也会改变凋落物土壤酶活性，如Mn元素的添加可刺激与木质素降解有关的微生物活动[32],有利于凋落物分解后期木质素的解体，从而加快了凋落物的分解影响了土壤酶活性。

(4) 添加元素后土壤酶活性存在一定程度的相关性。土壤过氧化氢酶、脲酶和磷酸酶都可加速土壤营养元素循环,所以酶活性的变化趋势与土壤营养元素具有一定相关性[33-34]。土壤酶活性与土壤理化性质有密切联系，特别是N元素与土壤磷酸酶、过氧化氢酶的相关性较好；Mn可以活化许多脱氢酶，对呼吸有重要的意义，Mn能促进碳水化合物的水解，还可以激活羧化酶[35]，因此，可用凋落物土壤酶活性来反映干热河谷凋落物对土壤酶活性的影响，同时为干热河谷的生态恢复方面的研究提供理论指导。

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