濕地圍墾對(duì)土壤堿性磷酸酶動(dòng)力學(xué)特征的影響

徐傳紅，盧明星，范弟武，程 虎，韓建剛,2,3

（1.南京林業(yè)大學(xué) 生物與環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210037；2.南京林業(yè)大學(xué) 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇南京 210037；3.江蘇洪澤湖濕地生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位觀測(cè)研究站，江蘇 洪澤 223100）

土壤磷酸酶水解土壤有機(jī)磷，提高磷素有效性，在土壤磷素轉(zhuǎn)化及生物利用過(guò)程中具有重要調(diào)節(jié)作用[1-3]。濕地生態(tài)系統(tǒng)不僅是重要的磷素儲(chǔ)備庫(kù)，在微生物主導(dǎo)的有機(jī)磷礦化過(guò)程中釋放磷素，為植物生長(zhǎng)供應(yīng)重要的磷源，而且其獨(dú)特的干濕交替水文條件增加了磷素轉(zhuǎn)化的復(fù)雜性。自21世紀(jì)初以來(lái)，濕地磷素的轉(zhuǎn)化過(guò)程越來(lái)越受到學(xué)者們的重視[4]，特別是濕地土地利用/覆被變化影響下土壤磷酸酶變化的研究日益增多[5-6]。寧沐蕾等[7]和KANG等[8]研究了崇明島濕地土壤堿性磷酸酶(ALP)活性，表明轉(zhuǎn)變稻田為樟樹(shù)Cinnamomum camphora和水杉Metasequoia glyptostroboides林地后ALP活性增大。王樹(shù)起等[9]以三江平原濕地為例，研究濕地土地利用變化下的土壤磷酸酶活性變化，表明草甸開(kāi)墾為農(nóng)田后ALP活性降低58.5%，而旱地農(nóng)田轉(zhuǎn)變?yōu)闈竦夭莸榛虬讟錌etula platyphylla林地后，ALP活性分別增高31.7%和18.7%。與以上結(jié)果中農(nóng)田利用下土壤酶活性低于林地和草甸不同的是，任勃等[10]對(duì)洞庭湖濕地的研究表明：水田土壤ALP活性高于楊樹(shù)Populus林地和蘆葦Phragmites communis地。劉云鵬等[11]對(duì)黃河中游濕地的研究也報(bào)道：棉田土壤ALP活性成倍(1.7倍)高于蒲草Typha orientalis植被。而劉琛等[12]則對(duì)海涂圍墾區(qū)濕地的研究認(rèn)為：農(nóng)田(棉花Gossypium hirsutum、水稻Oryza sativa)與林地間土壤磷酸酶活性無(wú)明顯差異。由此可見(jiàn)，目前有關(guān)濕地不同覆被類型與土地利用下土壤ALP活性變化的研究結(jié)論并不一致，有待進(jìn)一步深入剖析。土地利用變化不但影響土壤酶活性，而且對(duì)酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)特征產(chǎn)生重要影響，如NOURBAKHSH等[13]指出：天然草地轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯ぼ俎edicago sativa種植地后土壤脲酶的米氏常數(shù)(Km)提高。LOEPPMANN等[14]研究哥廷根下薩克森州農(nóng)業(yè)區(qū)的草地轉(zhuǎn)變?yōu)橛衩譠ea mays田后土壤酶的動(dòng)力學(xué)特征，結(jié)果表明：酸性磷酸酶的最大酶促反應(yīng)速率(Vmax)和Km減小，Vmax/Km增大，而β-葡萄糖苷酶的Vmax、Km和Vmax/Km均減小。北美原生態(tài)草原的草地和森林轉(zhuǎn)變?yōu)楦睾螅矸勖傅腣max和Km均減小[15]。以往有關(guān)圍墾改變土地利用方式對(duì)土壤酶的酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)特征影響的研究多在山地、草原等陸地生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行，而對(duì)濕地土壤酶的酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)特征的研究，特別是對(duì)ALP的研究還很不充分。全球氣候變化與人為活動(dòng)加速影響下，生產(chǎn)和生態(tài)兩重壓力下濕地資源保護(hù)與合理利用之間的矛盾愈加尖銳[16-17]。其中，濕地圍墾對(duì)包括土壤磷素在內(nèi)的養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的影響備受關(guān)注。本研究采集洪澤湖和崇明東灘濕地不同覆被或土地利用方式下共8種土壤，以ALP為例，研究自然演替和圍墾利用對(duì)濕地ALP動(dòng)力學(xué)參數(shù)的影響，為濕地養(yǎng)分轉(zhuǎn)化效率及質(zhì)量提升提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

洪澤湖(33°14′16″N，118°18′43″E)位于江蘇省西部淮河下游，屬于亞熱帶季風(fēng)氣候。由于泥沙淤積而在河湖交匯處形成光灘，隨演替的推進(jìn)，光灘演變?yōu)樘J葦并成為當(dāng)?shù)貎?yōu)勢(shì)種。隨蘆葦?shù)氐挠俑撸赘钐J葦栽種楊樹(shù)(在人工林中占比達(dá)95%以上)或種植水稻，稻田和人工林取代蘆葦而成為主要土地利用方式。

崇明東灘(31°37′31″N，121°23′33″E)位于崇明島東部，屬長(zhǎng)江口典型的河口濕地。隨光灘的淤積，蘆葦和互花米草Spartina alterniflora演變?yōu)閮?yōu)勢(shì)物種。人為活動(dòng)對(duì)土地利用方式的影響表現(xiàn)為人為刈割蘆葦或互花米草，轉(zhuǎn)變土地利用方式為小麥Triticum sestivum田。

1.2 土壤樣品采集

2017年4月采集崇明東灘的光灘、互花米草、蘆葦和小麥樣地土壤，于2017年7月采集洪澤湖的光灘、蘆葦、楊樹(shù)人工林和水稻樣地土壤。2種樣地的農(nóng)田耕作和人工林種植時(shí)間均達(dá)20 a以上[18]。通過(guò)“S”形布點(diǎn)法(7個(gè)樣點(diǎn))在各樣地(20 m×20 m)采集土樣，各樣點(diǎn)土壤通過(guò)“四分法”合并為1個(gè)土樣，每個(gè)樣地均取0～20 cm的表層土壤10 kg，自然風(fēng)干后過(guò)2 mm的篩，保存于陰涼干燥處待用。

1.3 土壤理化性質(zhì)的測(cè)定

pH值(水土比2.5∶1.0)通過(guò)雷磁pH計(jì)測(cè)定；有機(jī)碳(OC)使用高錳酸鉀外加熱法測(cè)定；全氮(TN)使用凱氏法，通過(guò)流動(dòng)分析儀測(cè)定；電導(dǎo)率(EC，水土比5∶1)通過(guò)電導(dǎo)率測(cè)定儀測(cè)定；土壤粒徑測(cè)定參考文獻(xiàn)[19]；土壤全磷(TP)和無(wú)機(jī)磷(IP)通過(guò)灼燒法[20]測(cè)定，有機(jī)磷(OP)通過(guò)TP與IP的值相減得到，微生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸-硫酸鉀浸提法[21]測(cè)定。結(jié)果見(jiàn)表1。

表1 不同土地利用下土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)Table 1 Soil basic physicochemical properties under different land uses

1.4 酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)

ALP活性的測(cè)定參照文獻(xiàn)[22]。稱取2.0 g土樣置于20 mL棕色小玻璃瓶中，設(shè)置3組平行，加入pH 8.4的氨基丁三醇鹽酸(Tris-HCl)緩沖液3.0 mL，土樣分別加入0、1.7、2.0、2.5、3.3、5.0和10.0 mmol·L-1對(duì)硝基苯磷酸二鈉(PNPP)溶液1 mL，加入0.5 mol·L-1氯化鈣(CaCl2)溶液1 mL，搖勻，37 ℃水浴1 h(對(duì)照組不水浴)，取出玻璃瓶，立刻加入0.5 mol·L-1氫氧化鈉(NaOH)4.0 mL終止反應(yīng)，過(guò)濾。取濾液5.0 mL于25 mL具塞比色管中，加入2.0 mol·L-1氨基丁三醇(Tris)溶液2 mL，定容，采用紫外分光光度計(jì)(UV-2550型)在400 nm波長(zhǎng)下測(cè)定對(duì)硝基苯酚(p-NP)吸光度(ALP活性以1 kg土壤1 h生成的p-NP的量表示)。ALP活性計(jì)算如下：

式(1)中：V為ALP活性(mmol·kg-1·h-1)；C1和C0分別為25 mL具塞比色管中處理組和對(duì)照組p-NP濃度(mmol·L-1)；m為土壤質(zhì)量(g)；t為水浴時(shí)間(h)。

酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)計(jì)算如下：

式(2)中：V為酶促反應(yīng)速率(mmol·kg-1·h-1)；Km為米氏常數(shù)(mmol·L-1)；Vmax為最大酶促反應(yīng)速率(mmol·kg-1·h-1)；[S]為底物濃度(mmol·L-1)。

1.5 統(tǒng)計(jì)方法

采用CANOCO 5.0進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析，使用Excel 2010制作表格。運(yùn)用冗余分析方法分析酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)與土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)的相關(guān)性，采用SPSS 20.0進(jìn)行單因素方差分析。ALP活性以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差的形式表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同覆被/土地利用下ALP活性

底物PNPP在0、1.7、2.0、2.5、3.3、5.0和10.0 mmol·L-1的不同濃度下，土壤ALP活性表現(xiàn)出隨PNPP濃度的增加而增大的趨勢(shì)(表2)。自然覆被和人為土地利用方式下ALP活性差異顯著(P＜0.05)。光灘轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦濕地的自然演替過(guò)程中，洪澤湖濕地不同PNPP濃度下ALP活性平均減小約10.9%，而在崇明東灘濕地表現(xiàn)為增大74.0%。崇明東灘互花米草入侵光灘后，ALP活性僅增加10.7%。人類活動(dòng)影響下，洪澤湖蘆葦濕地轉(zhuǎn)變?yōu)槿藶槔梅绞綏顦?shù)林地或水稻田后，ALP活性增大約為2.2～2.3倍。而崇明東灘蘆葦和互花米草濕地轉(zhuǎn)變?yōu)樾←溙锖螅珹LP活性分別減小17.9%和增加23.3%。

表2 濕地不同土地類型下ALP活性隨PNPP濃度的變化Table 2 ALP activities with the concentration of PNPP in different land use changes

2.2 不同土地利用/覆被下ALP酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)特征

ALP動(dòng)力學(xué)參數(shù)的研究結(jié)果表明：洪澤湖和崇明東灘濕地自然覆被下的光灘、蘆葦/互花米草和人為利用下的楊樹(shù)、水稻和小麥土壤ALP的Vmax和Km差異顯著(P＜0.05)(表3)。洪澤湖光灘轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦濕地的自然演變過(guò)程中，Vmax和Km分別增加13.0%和50.8%，Vmax/Km減少25.0%；土地利用類型由蘆葦轉(zhuǎn)變?yōu)榈咎锖蜅顦?shù)人工林后，Vmax、Km和Vmax/Km的增長(zhǎng)幅度分別為290.6%～313.4%、21.0%～21.7%和224.4%～239.6%。相比較而言，崇明東灘濕地光灘演變?yōu)樘J葦植被后，Vmax增加697.1%，Km增加622.4%，Vmax/Km增加11.1%。而互花米草入侵光灘后，Vmax和Vmax/Km分別增加7.9%和10.2%，Km變化不明顯。刈割蘆葦栽種小麥，Vmax、Km和Vmax/Km分別減少54.8%、47.0%和13.3%。不難發(fā)現(xiàn)，洪澤湖濕地光灘和蘆葦植被土壤ALP的Vmax/Km顯著小于稻田和楊樹(shù)人工林(P＜0.05)，而崇明東灘濕地表現(xiàn)為麥田土壤ALP的Vmax/Km小于光灘、蘆葦和互花米草植被，兩地自然覆被與土地圍墾利用后土壤ALP的Vmax/Km表現(xiàn)出較大的變化差異。

表3 不同土地利用下土壤ALP的動(dòng)力學(xué)參數(shù)Table 3 Kinetics of enzyme-catalyzed reactions of ALP under different land uses

2.3 Vmax、Km和Vmax/Km與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系

洪澤湖和崇明東灘濕地土壤ALP的動(dòng)力學(xué)參數(shù)受土壤磷素的存在形式和碳氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響明顯(圖1)，洪澤湖濕地土壤IP質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加有利于Vmax的增大，土壤OP的增大抑制Km的增加，C∶N、OC的增大有利于Km的增大，TN和EC質(zhì)量分?jǐn)?shù)的增加有利于Vmax/Km的增大。崇明東灘濕地0.1～2.0 μm粒徑土壤的增大對(duì)ALP的Vmax增大起到抑制作用，TN質(zhì)量分?jǐn)?shù)的減小有利于Km的增大，OC質(zhì)量分?jǐn)?shù)和63.0～200.0 μm粒徑土壤的增大有利于Vmax/Km的增加，而MBC增大則抑制Vmax/Km的提高。

圖1 洪澤湖(A)和崇明東灘(B)ALP的Vmax、Km和Vmax/Km與土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)的冗余分析Figure 1 Redundancy analysis between Vmax, Km and Vmax/ Km of Hung-tse Lake (A) and Chongming Dongtan (B) ALP and soil physiochemical properties

3 討論

3.1 覆被變化/圍墾利用對(duì)ALP活性的影響

楊文彬等[23]以漓江水陸交錯(cuò)帶為例研究不同覆被下土壤酶活性變化，結(jié)果表明：苔蘚植被自然演變?yōu)楣鄥埠螅珹LP活性增加30.9%～36.9%。HUANG等[24]發(fā)現(xiàn)鹽城濱海濕地光灘轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦或互花米草植被后，ALP活性增大，其中土壤OC和TN的增加是導(dǎo)致ALP活性增大的重要因素。本研究中崇明東灘濕地光灘演變?yōu)樘J葦或互花米草的自然演替過(guò)程中，土壤OC、TN和ALP活性均增大，與以往研究結(jié)果一致。有所不同的是洪澤湖光灘演變?yōu)樘J葦濕地后，ALP活性降低10%，這可能與土壤OC和TN變化均不明顯有關(guān)。

天然濕地經(jīng)過(guò)人為圍墾利用后，ALP活性呈現(xiàn)增大趨勢(shì)，如黃莉[25]研究人類活動(dòng)影響下土壤酶的變化發(fā)現(xiàn)：鄱陽(yáng)湖濕地經(jīng)過(guò)圍墾后土壤微生物活性提高，磷酸酶活性增大。湖北荊江天然河流濕地圍墾為稻田后ALP活性增加72%[26]。本研究中，洪澤湖蘆葦濕地轉(zhuǎn)變楊樹(shù)林地或水稻田，崇明東灘互花米草植被轉(zhuǎn)變?yōu)樾←溙锖驛LP活性顯著增大(P＜0.05)，與以往研究結(jié)果一致。人為轉(zhuǎn)變土地利用方式后，土壤MBC質(zhì)量分?jǐn)?shù)也表現(xiàn)為明顯增大，表明微生物群落活躍程度提高，與ALP活性變化一致。值得指出的是，崇明東灘濕地蘆葦濕地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田后，ALP活性降低約17.7%，這可能受土壤C∶N的顯著下降影響[27]。

3.2 覆被變化對(duì)Vmax、Km和Vmax/Km的影響

酶促反應(yīng)動(dòng)力學(xué)參數(shù)中，Vmax表示酶被底物完全飽和時(shí)的反應(yīng)速度，反映土壤酶的總量及酶-底物復(fù)合物分解為酶和產(chǎn)物的能力[28]，Km表征酶與底物親和力[29]，Vmax/Km表征酶的催化效率[30-31]。本研究中洪澤湖和崇明東灘濕地光灘演變?yōu)樘J葦植被，Vmax增大，植被增加使得由土壤微生物活動(dòng)、植物根系分泌物和動(dòng)植物殘?bào)w腐解過(guò)程分泌的ALP含量增大[32-33]。劉存歧[34]也指出：崇明東灘潮灘沉積物中ALP的Vmax表現(xiàn)為蘆葦濕地大于光灘土壤，本研究結(jié)果與其一致。值得指出的是，崇明東灘濕地光灘演變?yōu)榛セ撞?入侵物種)植被后，Vmax無(wú)明顯變化，可能是因?yàn)槌缑鳀|灘互花米草入侵加快土壤有機(jī)質(zhì)降解，而可培養(yǎng)微生物菌落數(shù)卻顯著降低[35-36]。光灘演變?yōu)樘J葦植被后兩地土壤ALP的Km均表現(xiàn)為顯著增大(P＜0.05)，這可能與有機(jī)質(zhì)對(duì)ALP的吸附有關(guān)[37]。TISCHER等[38]也發(fā)現(xiàn)：安第斯山脈草地自然演變?yōu)橛袡C(jī)質(zhì)含量更豐富的灌木林后土壤酸性磷酸酶的Km增大。本研究結(jié)果與其相似。

3.3 濕地圍墾利用后Vmax、Km和Vmax/Km的變化

人為轉(zhuǎn)變土地利用方式后，土壤酶的Vmax和Vmax/Km減小，如KHALILI等[39]發(fā)現(xiàn)：伊朗中部扎格羅斯地區(qū)天然森林轉(zhuǎn)變?yōu)楦睾螅寥览w維素酶Vmax和Vmax/Km減小；KNIGHT等[40]以俄勒岡州為例研究土地利用變化對(duì)土壤酶動(dòng)力學(xué)特征的影響，結(jié)果表明：天然草地轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田后β-葡萄糖苷酶的Vmax和Vmax/Km減小。然而也有結(jié)果顯示：人為土地利用變化可通過(guò)施肥等管理方式的影響使得土壤磷酸酶的Vmax和Vmax/Km增大。孔龍等[41]指出：農(nóng)田耕作施加肥料而引起的土壤肥力增大可導(dǎo)致土壤磷酸酶的Vmax和Vmax/Km增大，邱莉萍等[31]也表明：小麥地土壤中OC和氮磷等營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)的提高可促進(jìn)ALP的Vmax增大。本研究中，洪澤湖濕地刈割蘆葦栽植楊樹(shù)或轉(zhuǎn)變?yōu)榈咎锖螅寥繭C質(zhì)量分?jǐn)?shù)均增加。常年農(nóng)業(yè)化肥施用土壤TN質(zhì)量分?jǐn)?shù)提高的影響下，動(dòng)力學(xué)參數(shù)Vmax和Vmax/Km顯著增大(P＜0.05)，該結(jié)果與孔龍等[41]、邱莉萍等[31]的結(jié)果一致。此外，施肥作用影響下洪澤湖蘆葦濕地轉(zhuǎn)變?yōu)闂顦?shù)人工林和水稻田后EC由0.79 mS·cm-1增加到2.08和1.14 mS·cm-1可能也是Vmax/Km增大的重要原因。相關(guān)性分析結(jié)果也表明：Vmax/Km與土壤TN和EC存在正相關(guān)關(guān)系。值得指出的是，崇明東灘濕地蘆葦?shù)剞D(zhuǎn)變?yōu)樾←溙锖驛LP的Vmax和Vmax/Km均降低，可能受農(nóng)業(yè)旱地土壤OC養(yǎng)分的淋失影響。其中Vmax的降低可能還與EC的淋失有關(guān)。相關(guān)性分析也表明：崇明東灘濕地土壤ALP的Vmax與EC存在正相關(guān)關(guān)系。小麥地在常年施肥影響下TN質(zhì)量分?jǐn)?shù)增大1.3倍，而OC質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低37.3%，這可能是Vmax/Km下降的重要原因。相關(guān)性分析結(jié)果也顯示：OC的減少不利于ALP的Vmax/Km增大。一方面，高質(zhì)量分?jǐn)?shù)OC有利于ALP的合成，有機(jī)質(zhì)的吸附作用可減少酶的損失[42]，另一方面土壤中有機(jī)質(zhì)是土壤酶促反應(yīng)的重要能量來(lái)源[43]，因而低質(zhì)量分?jǐn)?shù)OC抑制ALP整體催化效率。人為圍墾后崇明東灘土壤ALP的Km降低可能與土壤OC質(zhì)量分?jǐn)?shù)的降低有關(guān)，圍墾蘆葦濕地為麥田后OC質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低，低質(zhì)量分?jǐn)?shù)有機(jī)質(zhì)對(duì)ALP的吸附作用較小，增大酶與底物結(jié)合的機(jī)會(huì)[37]。

4 結(jié)論

洪澤湖和崇明東灘濕地，在光灘自然演變?yōu)樘J葦濕地過(guò)程中，Vmax和Km均增大，ALP的總量增加，但酶與底物親和力下降。洪澤湖圍墾蘆葦濕地為楊樹(shù)人工林或水稻田，Vmax/Km增加，崇明東灘圍墾蘆葦濕地為小麥田，Vmax/Km下降，林地和水稻田相比較于小麥田可能更有利于土壤酶催化效率的增加。相關(guān)性分析結(jié)果表明：洪澤湖和崇明東灘濕地土壤ALP的Vmax/Km分別與TN和OC密切正相關(guān)。可見(jiàn)，濕地圍墾后的土地利用類型及管理方式可能對(duì)ALP的Vmax/Km產(chǎn)生顯著影響，提高土壤TN和OC質(zhì)量分?jǐn)?shù)有利于ALP催化效率的提升。