垦殖对川西北高寒草地土壤酶活性的影响

2022-01-05吴同辉胡玉福杨泽鹏舒向阳杨雨山

四川农业大学学报 2021年6期

吴同辉，胡玉福*，杨泽鹏，舒向阳，李杰，杨雨山，李智，余颖，何佳

（1.四川农业大学资源学院，成都 611130；2.成都信创置业有限公司，成都 610095）

草地约覆盖了地球40%以上的陆地表面[1]，不仅是重要的陆地碳库，且对于生物多样性的保护也有着重要意义[2]。将草地大量开垦为耕地有利于地区粮食产量的增加和经济的增长，在我国，目前约有18.2%的耕地来源于草地开垦[3]。近年来，由于开垦等人为活动所造成的草地退化和沙化面积逐年增大[4]，因此深入开展草地开垦对土壤性质影响的研究十分必要。

土壤酶是生态系统中驱动元素循环的生物催化剂，也是土壤质量评价的重要生物学指标之一[5]。如淀粉酶（EC）分解不溶水的淀粉组分增加土壤中的易溶性有机碳[6]，而蔗糖酶（S-SC）能够催化β-D-呋喃果糖苷键水解，这两种酶都参与土壤中碳水化合物的转化过程。过氧化物酶（POD）、土壤多酚氧化酶（PPO）主要参与木质素、酚类物质的降解，促进土壤腐殖质的形成[7]，其活性反映了土壤腐殖质化程度[8-9]。因此，这些酶活性可土壤有机碳（SOC）分解强度的评判指标之一[8，10]，研究土壤酶活性有利于更好地了解垦殖后土壤有机质转化的情况。

迄今，有关开垦对草地土壤性质的研究主要集中在干旱和半干旱区[5，11-14]。例如，Qi Y.C.等[11]的研究发现，草地垦殖36 a后，0～100 cm土层的总SOC浓度下降了12.3%～28.2%。刘洪来等[12]研究表明，草地开垦导致土壤表层（0～20 cm）有效态铜、锌含量分别上升8.8%和16.4%,铁、锰、硼和钼元素含量下降16.4%～28.1%。刘任涛等[13]在内蒙古奈曼旗的研究发现，草地开垦降低了土壤节肢动物个体数、丰富度、多样性和生物量。李愈哲等[14]在内蒙古锡林郭勒的研究发现，生态系统的日均碳交换在垦殖后显著下降了56%。刘爽等[5]在晋西北丘陵区的研究发现，土壤过氧化氢酶活性、土壤蔗糖酶活性、土壤脲酶活性和土壤磷酸酶活性在荒地开垦后显著增加。然而，有关川西北高寒地区垦殖对土壤酶活性影响的研究鲜有报道。

川西北高寒草地位于青藏高原东部边缘半湿润地区，是我国长江、黄河上游重要的水源涵养地，也是中国最大的高原泥炭沼泽湿地，其对生态环境安全的维护有着重要作用[15-16]。该区高寒草地土壤肥力高，是我国最优质的天然草地分布区之一。近几十年来，由于经济高速发展和人口快速增长，受经济利益驱动，部分天然高寒草地被人为开垦种植经济效益较高的蔬菜。由于蔬菜对土壤养分的消耗较大，且高寒草地生态环境恶劣，土壤环境极其脆弱，垦殖必将对土壤生态功能产生重大影响。因此，本文拟采用空间代替时间的方法，对不同垦殖年限川西北高寒草地SOC含量、土壤微生物量碳（MBC）含量、S-SC活性、EC活性、POD活性和PPO活性变化特征进行研究，揭示高寒草地垦殖时长对土壤碳分解相关生态功能的影响，为该区域草地生态系统的保护提供依据。

1 材料和方法

1.1 研究区概况

研究区位于四川省阿坝藏族羌族自治州红原县瓦切乡，平均海拔3 600 m以上。地势由东南向西北倾斜，地貌具有山原向丘状高原过渡的典型特征。气候属大陆性高原寒温带季风气候，年均气温1.1℃，年均日照时间2 417 h，年均降雨量753 mm，降雨主要集中于5—8月，年均积雪期76 d，无绝对的无霜期。土壤类型以亚高山草甸土为主。植被以华扁穗草（Blysmus sinocompressus）、垂穗披碱草（E-lymus sibiricus）、赖草（Leymus secalinus）等为主。土地利用现状主要是牧草地，牲畜主要为牦牛（Bos mutus）。近年来，由于受经济利益驱动，部分天然草地被开垦种植大白菜（Brassica rapa pekinensis）、马铃薯（SolanumtuberosumL.）和莴苣（LactucasativaLinn.）等蔬菜。

1.2 土样采集

于2015年11月，在红原县瓦切乡对垦殖草地种植蔬菜的农户进行实地调查，同时保证研究地条件（如地形、坡度和种植蔬菜）基本一致的基础上，采用空间代替时间的方法，分别选择垦殖年限为3、10、16、27和40 a的耕地为研究对象，以耕地附近未垦殖的天然高寒草地为对照（CK）。调查发现，由于该区域草地土壤肥沃，农户在种植马铃薯和大白菜的过程中未进行施肥。试验地种植马铃薯（青海大学清二号）和大白菜（西北农林科技大学二号），种植深度为8和5 cm，行距为50和70 cm，株距为25和50 cm。马铃薯一般于4月种植，7月收获。大白菜一般于7月种植，10月收获。

土壤采样时每个年限耕地设置3个10 m×10 m样地，每个样地内随机设置5个采集点，并分0～20、20～40和40～60 cm 3个土层进行采样。采集的新鲜土壤样品剔除根系、石块等杂物后，一部分过2 mm筛后，放置4℃下保存，用于土壤酶活性和MBC含量的测定，一部分自然风干，用于SOC含量的测定。

1.3 测定方法

SOC含量采用高温外热重铬酸钾氧化法测定[17]；MBC含量采用氯仿熏蒸法测定[18]；S-SC活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定[19]274-276；EC活性采用3，5-二硝基水杨酸比色法测定[19]278-280；POD活性采用邻苯三酚比色法测定[19]328-329；PPO活性采用邻苯三酚比色法测定[19]323-325。

1.4 数据统计分析

使用SPSS 19.0和Microsoft Excel 2010对数据进行统计分析和绘图。对试验数据进行描述性分析采样计算均值和标准差（standard deviation，SD）。对不同垦殖年限下SOC含量、MBC含量、S-SC活性、EC活性、POD活性和PPO活性的差异评价使用单因素方差分析（one-way analysis of variance，ANOVA）和最小显著性差异分析（least significant difference，LSD）（P<0.05），相关分析采用Pearson相关系数衡量。

2 结果与分析

2.1 垦殖对土壤有机碳含量和土壤微生物量碳含量的影响

随垦殖年限增加，不同土层深度SOC和MBC含量均出现显著下降趋势（P<0.05）（表1）。SOC和MBC含量在不同垦殖年限间差异显著。垦殖前3 a SOC和MBC含量的下降最为明显，随垦殖年限增加损失速率逐渐减缓。SOC和MBC含量在0～20 cm土层下降最明显，经过40 a的垦殖，SOC和MBC含量较CK显著下降了74.11%和80.33%（P<0.05），随着土层深度的加深，其下降的速度和幅度逐渐减弱。结果表明，垦殖导致SOC和MBC含量显著降低，尤其是在0～3 a和0～20 cm土层。

表1 不同垦殖年限土壤有机碳含量和土壤微生物量碳的变化Table 1 Changes in soil organic carbon content and soil microbial biomass carbon with reclamation years

2.2 垦殖对土壤蔗糖酶活性和土壤淀粉酶活性的影响

随垦殖年限增加，不同土层深度S-SC和EC活性均呈显著递减趋势（P<0.05）（图1）。S-SC和EC活性在不同垦殖年限间差异显著，随垦殖年限增加，其下降速率呈现出减缓趋势。此外，S-SC和EC活性在0～20 cm土层的变化最显著，垦殖40 a后，S-SC和EC活性较CK分别降低了57.01%和50.47%（P<0.05），随着土层深度增加，变化趋势逐渐减缓。结果表明，垦殖导致S-SC和EC活性显著降低，且在各个土层上，不同垦殖年限间S-SC和EC活性的变化差异是显著的，特别是在0～20 cm土层。

图1 不同垦殖年限土壤蔗糖酶活性和土壤淀粉酶活性的变化Figure 1 Changes in soil sucrase activity and soil amylase activity with reclamation years

2.3 垦殖对土壤过氧化物酶活性和土壤多酚氧化酶活性的影响

随垦殖年限增加，不同土层深度POD和PPO活性均呈显著增加趋势（P<0.05）（图2）。POD和PPO活性在不同垦殖年限间差异显著，随垦殖年限增加，其增加速率逐渐减缓。此外，POD和PPO活性在0～20 cm土层的变化最显著，垦殖40 a后，POD和PPO活性较CK分别增加了275.62%和40.00%（P<0.05）。随着土层深度增加，变化趋势逐渐减缓。结果表明，垦殖引起POD和PPO活性显著增加，且在各个土层上，不同垦殖年限间POD和PPO活性的变化差异是显著的，特别是在0～20 cm土层。

图2 不同垦殖年限土壤过氧化物酶活性和土壤多酚氧化酶活性的变化Figure 2 Changes of soil peroxidase activity and soil polyphenol oxidase activity after different cultivation years

2.4 土壤有机碳与土壤酶活性的相关分析

由表2可知，S-SC和EC活性与SOC和MBC含量呈极显著正相关关系（P<0.01）。而POD和PPO活性与SOC和MBC含量呈负相关关系，但未达到显著水平（P<0.05）。

表2 土壤有机碳与土壤酶活性的相关分析Table 2 Relationship between soil organic carbon and soil enzyme activity

3 讨论

SOC能够对土壤孔隙度、土壤通气性等土壤理化性质产生一定的改善作用，同时其作为土壤微生物、土壤酶和土壤矿物质的有机载体，是土壤中必不可少的组分之一[20]。MBC作为土壤中微生物生物量反映的是土壤生态系统中最活跃的组分，不仅参与了土壤养分转化、有机物代谢及污染物降解，并且能迅速反映出土壤环境中的微小变化，对于监测土壤环境变化的有着重要意义[21]。本研究发现川西北高寒草地垦殖为耕地后，SOC和MBC含量显著下降（P<0.05），特别是近地表土壤，这与前人的研究结果类似[22-24]。这可能由于垦殖后，农户在耕作过程中多次对较深土层进行翻耕，导致原草地较深处土壤中受保护的潜在生物有效碳库被不断暴露在空气中，加速了SOC库的损失[25]，同时，土壤疏松改善了土壤通气性，有利于土壤温度的提高。并且，MBC含量主要取决于土壤中微生物的浓度，植物残体和凋落物是微生物必需的食物来源，其数量与微生物丰度呈正相关[26]，但高寒草地在垦殖后，由于人为收获农作物和移除植物残体，导致返还至土壤的植物残体和凋落物大量减少，使得土壤微生物所能利用的有机碳源显著减少、进而引起MBC大幅下降[22]。然而，本研究的结论与J.Fallahzade等[27]对伊朗沙漠土的研究结果不一致，其研究指出，垦殖促进了土壤养分的积累，SOC在垦殖后显著增加（P<0.05），这可能由于沙漠土壤本身肥力十分低下，垦殖后植被的覆盖提高了有机碳的输入。因此，川西北高寒地区近几十年来的不合理垦殖已导致SOC、MBC的下降，形成了碳输出源，作者推测，该地区土壤肥力也呈下降趋势不利于生态系统的可持续发展。所以，为保护川西北高寒地区的生态平衡，促进草地资源的可持续利用，应尽量减少对川西北高寒草地的垦殖活动。

S-SC和EC是参与SOC分解的重要酶类，一定程度上反映SOC的分解强度[28]。本研究表明，垦殖导致了S-SC和EC活性显著下降（P<0.05），且S-SC和EC活性与SOC和MBC含量极显著正相关（P<0.01），这与前人的研究结论基本一致[25，29-30]。土壤有机物是微生物中碳和氮的主要来源，它们会通过影响微生物的数量和类型来影响土壤酶活性[31]，在本研究中，SOC下降可能导致微生物数量减少（MBC下降），进而导致其产生的酶也相对减少。S-SC和EC活性在垦殖0～3 a下降最快，而后下降速率逐渐减缓。这与张锋等[29]在陕西延安富县梁状丘陵沟壑区的研究结果有一定类似之处，S-SC活性在垦殖0～4 a内显著下降（P<0.05），而后下降速率减缓。这可能是由于本研究区地处高寒地区，低温减缓了SOC的分解[32]，在垦殖初期大量储存于凋落物和根系中的SOC，在人为垦殖后逐渐被利用，而新的植物有机碳输入能力相对较弱。此外，高寒地区的土壤生态环境极其脆弱，垦殖初期的耕作措施可能会导致引起了土壤大团聚体的破坏，导致土壤结构的不稳定性并加速有机质的矿化，从而引起SOC在垦殖初期的快速下降[33]，而垦殖多年后，由于土壤物理结构和生态系统趋于稳定，S-SC和EC活性下降可能主要与微生物数量的减少有关。这与顾美英等[34]在新疆绿洲棉田土壤的研究发现不同，S-SC活性在垦殖5～15 a间表现为先升高后降低的趋势。Xie X.等[35]在对江苏如东县的研究也发现，EC活性在垦殖后呈现出先增加后降低的趋势。这可能与土壤类型、气候条件、作物或植被类型存在差异有关。POD和PPO在土壤有机物质氧化为醌的过程中发挥着积极作用，利于土壤腐殖质的合成[19]。本研究发现，POD和PPO活性在垦殖后显著增加（P<0.05），这与前人的研究结论基本一致[36-37]，表明川西北高寒草地垦殖后土壤有机物质不断被氧化消耗，土壤质量不断退化。这可能由于本研究区位于高原泥炭沼泽湿地，其低氧、低温、水分多的特点，使得POD和PPO活性在垦殖前受到限制[38-39]，而POD和PPO作为氧化酶，垦殖后农户对土壤进行的翻耕措施和人为扰动，大幅促进了土壤内部物质与外界O2的接触机会，促使POD和PPO活性不断提升，引起土壤有机物质的大量氧化。但本研究的结果与黄科朝等[40]在会仙岩溶湿地的研究结果不一致，其发现湿地开垦为耕地后，PPO活性在0～10、10～20、20～30和30～40 cm土层深度均出现显著下降（P<0.05）。这可能是因为不同研究中的气候条件、土壤母质状况和田间管理方式等差异较大所致。此外，在本研究中，POD和PPO活性与SOC和MBC含量存在负相关关系，但未达到显著水平（P<0.05），与前人的研究结论基本一致[41-42]。而石丽红等[7]研究结果表明，POD和PPO活性与SOC和MBC含量显著正相关（P<0.05），其中POD表现为极显著正相关（P<0.01）。但高璟赟[43]的研究表明，从全球角度出发，POD和PPO活性与SOC含量之间没有相关关系。但由于垦殖后土壤酶活性的变化情况取决于植物群落类型、时间和空间尺度，以及气候和土壤环境的初始条件等诸多要素[44-47]，导致POD、PPO活性与有机碳源的关系尚不清楚，有待进一步研究。