氮添加對巴音布魯克高寒濕地土壤微生物量和酶活性的影響

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

1 新疆農業大學資源與環境學院, 烏魯木齊 830052

2 新疆農業大學草業學院, 烏魯木齊 830052

3 新疆土壤與植物生態過程重點實驗室, 烏魯木齊 830052

目前,通過化石燃料的燃燒、施肥和畜牧業等人為活動,大氣氮沉降速率已增加了3—5倍[1],據預測到2050年氮沉降速率將會繼續加倍[2]。我國已成為全球第三大氮沉降區,而氮沉降速率的快速增加將對陸地生態系統產生深刻的影響[3]。氮素進入土壤將打破土壤原有氮循環過程,進而影響生態系統結構和功能,并產生一系列生態環境問題[4—5]。氮沉降作為最為重要的全球變化問題之一,同樣也深刻地影響著土壤微生物群落結構和代謝。土壤微生物在陸地生態系統物質循環和能量流動中具有重要的地位,土壤微生物量和酶活性是土壤微生物數量和活性的代表[6]。而氮添加會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質轉化和養分循環的微生物數量,而且也能夠反映出養分循環的速率[8]。土壤酶主要來源于土壤微生物、植物根系分泌以及植物殘體的分解[9],其可以反映土壤中進行的各種反應的強度和土壤微生物群落活性等[10]。已有研究表明氮添加對土壤微生物量與酶活性有顯著影響,但在不同的生態系統土壤微生物量和酶活性對氮添加的響應往往有所不同[11—12]。有研究發現,氮添加對微生物群落具有負面影響[13],然而也有研究呈現相反的結果[14]。也有許多研究認為氮添加對土壤微生物量的影響因濕地類型而異。例如,氮添加對高寒小泊湖濕地土壤中的微生物量產生了促進作用,但是對高寒依克烏蘭濕地卻有抑制作用[15]。在不同陸地生態系統上,土壤酶活性對氮添加的響應也有所差異。例如,氮添加促進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,但對天然林中的蔗糖酶無影響[16]。在藏北高寒草原土壤上的研究發現,氮添加通過增加土壤中易分解的碳氮資源,降低了碳相關水解酶和氧化酶活性,提高脲酶活性；氮添加提高了植物對磷的需求,增強了磷酸酶活性[17]。因此,盡管已經進行了大量氮添加對土壤微生物量和酶活性影響的研究,但是研究結果還有爭議,且對氮添加通過土壤因子調節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特生態系統,也是全球變化的敏感區與信息庫,對維持高海拔地區生態平衡、養分循環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中亞干旱區典型高寒濕地,其在維系我國西北干旱區流域生態環境安全等方面具有重要作用。高寒濕地生態系統相比于其他生態系統更加脆弱,對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,氮沉降增加勢必對高寒濕地土壤微生物量和酶活性產生影響,進而影響生態系統的物質循環和能量轉換。為此,本研究以巴音布魯克高寒濕地作為研究對象,布設野外原位氮添加試驗,探討巴音布魯克高寒濕地土壤微生物量和酶活性對氮添加的響應特征,解析氮添加對高寒濕地土壤微生物量和酶活性的影響機制,結果可為中亞干旱區高寒濕地適應未來氣候變化措施的制定以及高寒濕地可持續利用提供數據參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

巴音布魯克高寒濕地位于新疆維吾爾自治區巴音郭楞蒙古自治州和靜縣境內(82°59′—84°35′ E,42°40′—43°00′ N),屬國家級濕地自然保護區,巴音布魯克高寒濕地是中亞干旱地區一個典型而重要的濕地,是世界自然遺產地,在水量調節、蓄水和維持區域水平衡方面發揮著重要作用。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,年蒸發量1250 mm,年均相對濕度60%。濕地水源主要來自冰雪融水和地下潛水,地下水埋深0.5—1.0 m[19]。

1.2 試驗設計

本試驗采用野外原位模擬的方法,基于前期設立的長期定位監測樣帶,并依據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)。其中沼澤土壤長期處于淹水狀態,優勢植被主要為大穗苔草(Carexrhynchophysa)；沼澤草甸土壤冬季處于覆雪狀態,春季冰雪融化及生長季持續降雨后會出現地表積水現象,在干旱季又會出現無積水現象,優勢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降雨時會出現短暫積水,優勢植被主要為尖苞薹草(Carexmicroglochin)[20]。于2018年選擇植物生長季結束后的10月,使用區組設計的方法在巴音布魯克高寒濕地保護良好的3種濕地類型內分別布設了3塊9 m×9 m的小區,共9塊小區。試驗開始前每個小區按3個施氮處理設置3個地塊(2 m×8 m)。地塊中設置1m緩沖區,以防止不同處理間的相互影響,并設置1m高的鋼制柵欄以防止動物的干擾。根據巴音布魯克高寒草原歷史氮沉降量(8 kg hm-2a-1)來設置本研究施氮濃度[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),每個處理3次重復。將尿素充分溶于蒸餾水中后均勻噴灑于各處理區域內,為消除土壤含水量的差異,對照也噴灑同樣量的蒸餾水,共9個處理,3次重復。

1.3 樣品采集

于施氮1年后的2019年10月使用土鉆,采用五點取樣法來采集各處理內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驗室,取新鮮樣品測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0.25 mm與1 mm標準篩,過1 mm篩的樣品用于測定土壤pH、堿解氮、速效磷、速效鉀以及土壤酶活性(包括過氧化氫酶、脲酶、堿性磷酸酶、蔗糖酶和蛋白酶活性),過0.25 mm篩的樣品用于測定土壤有機碳、全氮、全磷和全鉀含量。另一份土壤置于冰箱中保存備用。

1.4 土壤測定方法

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

1.5 數據分析

采用Microsoft Excel 2010對數據進行統計整理、SPSS 26.0對數據進行雙因素方差分析,分析各個指標對不同濕地類型、不同濃度氮添加及其兩者的交互作用的響應；同時,利用LSD檢驗比較氮添加和濕地類型下土壤性質的差異(P<0.05)。使用R-corrplot軟件包分析土壤基礎化學性質與土壤微生物量和酶活性之間的相關性。使用構建結構方程模型(SEM)來解析不同濕地類型及氮添加對土壤微生物量和酶活性的直接和間接影響,首先使用R-vegan軟件包實現PCA(主坐標分析)排序,使用PC1(第一主成分)參與SEM,最后采用SPSS Amos 24.0構建、驗證并解析其結構方程模型。并使用SPSS Amos 24.0計算土壤因子對微生物量和酶活性的標準化總效應[26]。采用Origin 2018對土壤基礎化學性質、微生物量和酶活性進行柱狀圖的繪制。

2 結果與分析

2.1 氮添加對高寒濕地土壤基礎化學性質的影響

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

表1 氮添加對高寒濕地土壤基礎化學性質的影響

2.2 氮添加對高寒濕地土壤微生物量的影響

氮添加對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區內,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MBC/MBN分別增加了24.68%—46.08%,QMB值增加了48.50%—61.92%,SM區的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區的MBC/MBN,降低了8.93%—9.47%,N1處理顯著降低了M區的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區土壤MBC較S區高128.12%,較M區高79.98%。S和SM區MBN含量顯著高于M區,分別高出65.54%和67.33%。SM和M區MBC/MBN顯著高于S區,分別高出215.78%和172.12%。SM區QMB含量最高,較S區高125.41%,較M區高109.64%。

圖1 氮添加對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 氮添加對高寒濕地土壤酶活性的影響

氮添加對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區內增加了93.31%—157.27%,在SM區內增加了78.26%—81.45%,在M區內增加了34.70%—61.40%。而氮添加對高寒濕地土壤堿性磷酸酶活性無顯著影響(P>0.05)。對于蛋白酶、蔗糖酶和脲酶活性而言,在S區內,N1處理對土壤蛋白酶和脲酶活性無顯著影響,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區內,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%,對蔗糖酶活性無顯著影響(P>0.05)。在M區內,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M區土壤蔗糖酶活性無顯著影響(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區土壤蛋白酶活性較高,較S區分別高出79.84%和64.62%。SM和M區土壤堿性磷酸酶活性較高,較S區分別高出36.85%和21.29%。M區土壤H2O2酶活性活性較高,分別較S區和SM區高41.57%和41.16%。M區土壤脲酶活性較高,分別較S區和SM區高219.74%和8.97%。而3種濕地類型土壤蔗糖酶活性無顯著差異(P>0.05)。

圖2 氮添加對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化學性質與微生物量和酶活性之間的關系

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

圖3 土壤基礎化學性質與酶活性、微生物量的相關性矩陣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,白色圓圈表示負相關關系,圓圈大小表示相關性R2的大小,圓圈內*表示P<0.05,**表示P<0.01,***表示P<0.001

由表2可知,土壤有機碳、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土壤化學、微生物量和酶活性的影響大于氮添加的影響。有機碳、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)。

使用結構方程模型(SEM)來解析氮添加和濕地類型對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表示不同濕地類型。使用主成分分析參與SEM的構建,其中用土壤堿解氮、速效磷、速效鉀含量來表示土壤速效養分,PC1解釋了83.04%的變異。用土壤全氮、全磷、全鉀來表示土壤全量養分,PC1解釋了76.33%的變異。用土壤MBC、MBN、MBC/MBN和QMB來表示土壤微生物量,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化學性質來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分、土壤酶活性和微生物量,其中對酶活性的影響較大。而隨著濕地類型(S-SM-M)的改變,土壤酶活性顯著增加,還通過增加土壤有機碳含量降低了土壤酶活性。同時濕地類型的改變還通過降低土壤pH和有效養分,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土壤化學性質、微生物量和酶活性的雙因素方差分析

圖4 各因子對土壤微生物量和酶活性的結構方程模型分析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 Comparative fit index；TLI：Tucker-Lewis指數 Tucker-Lewis coefficient；GIF：擬合優度指數 Goodness-of-fit index；AIC：赤池信息準則指數 Akaike information criterion；BIC：貝葉斯信息準則指數 Bayesian information criterion；圖中路徑旁邊的數字為標準化的路徑系數,括號內為對應P值,灰色虛線為負效應,黑色實線為正效應,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和有機碳對土壤微生物量的影響較大,而全量養分對微生物量影響的標準化總效應為零。pH對土壤酶活性的影響也較大,而速效和全量養分對酶活性影響的標準化總效應為零。

3 討論

3.1 氮添加對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系統的一個重要組成部分,其參與諸多土壤生態過程,可作為研究和預測陸地生態系統對全球變化響應的對象,但土壤微生物受多種生態因子的影響,氮素又是土壤中最常見的限制性元素,因此氮添加可能會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,土壤微生物商(QMB)又在一定程度上反應了土壤有機碳的利用效率,所以土壤微生物量和微生物商可作為研究土壤環境變化的敏感性指標[28]。目前有關氮添加對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,在長白山森林土壤的研究發現氮添加可顯著增加土壤MBC[29]。但是,也有研究發現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Meta分析發現,氮添加降低了森林和草地土壤的MBC和MBN,而對農田和濕地土壤有著正向影響,這與生物群落、氮類型、實驗持續時間和氣候因素等都有關系[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區處于季節性積水狀態,土壤水分含量更加適宜微生物生長,所以SM區土壤具有較高的微生物性狀。

3.2 氮添加對高寒濕地不同濕地類型土壤酶活性的影響

土壤酶是物質循環和能量流動不可替代的參與者,是土壤生態系統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、碳等養分的循環狀況,過氧化氫酶活性與土壤腐殖化過程、生物呼吸強度緊密相關,蛋白酶活性與有機碳和氮循環相關[34]。關于氮添加對酶活性影響的研究眾多,氮添加會改變土壤環境,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光皮樺人工林土壤上的研究發現,氮添加對土壤脲酶、蔗糖酶和磷酸酶活性有促進作用[36]。前人Mate分析發現,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酶活性(脲酶和蛋白酶),同時氮添加使土壤有效氮含量增加,促進植物生長,增加凋落物和死亡根系輸入量,進而使土壤微生物活性增強,增強了土壤H2O2酶活性[38]。隨著施氮濃度的增加,S區土壤蔗糖酶活性呈現先增加后降低的趨勢,這可能是由于S區土壤與碳循環相關的微生物受養分添加的響應較為敏感,適量氮素添加刺激微生物活性,而過量則抑制其活性[39]。而氮添加對土壤堿性磷酸酶活性無顯著影響,這可能是由于本研究區中磷素充足,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

在陸地生態系統中,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]。有研究發現,在氮添加條件下,人工林土壤中SOC、TN和TP的含量及其化學計量比均對土壤微生物群落具有一定的影響[43]。還有研究發現,在森林生態系統上,氮添加條件下,土壤酶活性主要與土層深度、土壤pH以及森林生態系統內的碳氮磷等限制元素顯著相關[44]。除氮添加外,不同濕地類型的差異也可以通過植被類型和土壤因子等來改變土壤微生物量和酶活性,但是目前在高寒濕地生態系統上的影響機制還不清楚。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[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],補充了土壤中的氮限制,刺激了微生物活性,促進了微生物生長和代謝。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,還通過增加土壤有機碳含量微弱地間接降低了土壤酶活性。同時,還通過降低土壤pH和有效養分含量來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值和有機碳含量的差異有關系,S區由于其常年處于積水狀態,土壤處于厭氧環境,植物凋落物和死亡根系不易礦化分解,導致有機碳含量較高,同時不斷積累的凋落物和死亡根系進一步腐殖化后形成弱酸性腐殖質,導致pH降低[46—47]。而pH和有機碳又是影響微生物群落的關鍵土壤因子[48]。與pH和有機碳相同,土壤有效養分也是土壤微生物的一個關鍵因子。本研究中,SM和M區分別處于季節性和臨時積水狀態,土壤水分的差異會直接影響養分的運輸、擴散和有效性[49]。加之植被群落類型和生長狀況的差異,影響植物對養分的吸收,故不同濕地類型土壤有效養分含量有所不同[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、有機碳和有效養分的差異是導致土壤微生物量和酶活性變化的主要因素。

4 結論

(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%。氮添加對沼澤草甸和草甸土壤蔗糖酶活性無顯著影響。

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