渭北旱塬不同年限撂荒地土壤酶活性及其化學計量變化特征

雷躋初, 劉小偉, 鄧 軍, 程 杰, 程積民, 郭 梁1,,7

(1.中國科學院 教育部水土保持與生態環境研究中心, 陜西 楊凌 712100;2.中國科學院大學, 北京 100049; 3.西北農林科技大學 草業與草原學院, 陜西 楊凌 712100;4.寧夏云霧山國家級自然保護區管理局, 寧夏 固原 756000; 5.國家林業和草原局西北調查規劃設計院,陜西 西安 710048; 6.西北農林科技大學 黃土高原土壤侵蝕與旱地農業國家重點實驗室,陜西 楊凌 712100; 7.中國科學院 水利部 水土保持研究所, 陜西 楊凌 712100)

黃土高原氣候干旱、降水稀少、植被貧乏,加之不合理的土地利用加劇了土壤侵蝕,以致黃土高原成為我國乃至世界上水土流失最嚴重的地區之一,嚴重影響了當地的生態環境與社會經濟。因此,我國于20世紀90年代在黃土高原開展了大量生態修復措施。其中,渭北旱塬坡耕地撂荒是該地區改善土壤條件和恢復退化環境的重要措施[1]。研究表明,耕地在撂荒后,地上植被蓋度得到改善[2],水土流失情況有所緩解[3],土壤養分含量顯著提高[4]。然而,長期撂荒在改變地上和地下生物群落的同時也會影響生態系統的養分平衡,加之植物與微生物對養分的競爭所導致的土壤微生物養分限制,又會對植被恢復造成負面影響[5],不利于土壤質量的改善和生態系統的穩定性維持。因此,監測撂荒地演替過程中土壤微生物養分限制,辨析其關鍵影響因素,具有重要研究價值。

土壤胞外酶活性較土壤基本理化性質指標能夠更靈敏地反映土壤環境變化,參與碳(C)、氮(N)和磷(P)循環的胞外酶活性的相對比例能體現微生物的養分需求,表征微生物的養分限制情況[6]。土壤微生物主要通過分泌胞外酶轉化分解土壤有機質中的C、N和P等元素,這一過程對土壤養分循環和能量流動具有重要調控作用[7]。土壤胞外酶作為土壤養分循環的關鍵驅動力[8],其中,與C循環相關的酶主要有:β-葡萄糖苷酶(β-1,4-glucosidase, BG)、纖維二糖水解酶(Cellobiohydrolase, CBH);與N循環相關的酶有:β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶(β-1,4-N-acetylglucosaminidase, NAG)和亮氨酸氨基肽酶(Leucine aminopeptidase, LAP);堿性磷酸酶(Aalkaline phosphatase, AKP)是與P循環相關的關鍵酶,它們的活性及化學計量特征能有效反映土壤微生物的能量和養分代謝情況[9]。土壤理化性質和養分分布在不同撂荒年限和不同土層間均具有差異[10],這些因素會對土壤酶活性及酶計量比造成直接或間接的影響[11],進而導致不同撂荒年限的土壤微生物養分限制狀況有所不同,但具體影響因子及作用途徑和機制尚不明確。為了探究渭北旱塬區不同撂荒年限土壤酶活性及其化學計量變化特征,本研究選取5個不同年限撂荒地為研究對象,通過分析土壤養分和胞外酶活性及生態化學計量隨撂荒年限的變化,探究不同撂荒年限下土壤養分的變化及微生物養分限制情況及其驅動因素,旨在為渭北旱塬及黃土高原植被恢復和土地資源科學管理提供一定的理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于陜西省彬州市永樂鎮高輝村(108°06′18″E,35°15′01″N),地處黃土高原中部,屬典型渭北旱塬殘塬溝壑區。該地區平均海拔為1 040 m,在氣候劃分上屬于溫帶半干旱氣候,年平均溫度約9.7℃,平均無霜期180 d,年均降水量561 mm。土壤類型主要為黃綿土,極易受到侵蝕而造成水土流失。當地政府針對水土流失與生態退化進行了長期綜合治理,自20世紀90年代開始實施退耕還林還草生態工程以來,大量坡耕地退耕后形成撂荒地,為本研究提供了良好的試驗平臺。

1.2 樣地選擇與樣品采集

本研究通過空間代替時間的方法來探究撂荒年限對土壤酶活性及其化學計量比的影響。在研究區內選擇坡向一致、地形相似、位置相鄰的已撂荒5 a,10 a,20 a,25 a和33 a的5個不同年限的撂荒地作為試驗樣地,每塊樣地大小為30 m×30 m,各樣地之間間距超過50 m,各樣地的坡度坡向等情況見表1。樣地植被類型多為以蒿類、禾草類為主的草本植物,主要優勢種有:鐵桿蒿(Lespedezacuneata)、本氏針茅(Stipabungeana)、阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)、達烏里胡枝子(Lespedezadaurica)等。2021年9月在所選樣地內進行土壤樣品的采集,每個樣地隨機選取3個間距超過10 m的1 m×1 m的樣方作為重復,用內徑3.5 cm的土鉆分層采集土壤樣品,取樣深度分別為0—10 cm,10—20 cm和20—40 cm共三層。去除土樣中的石塊、植物殘體、根系和可見的土壤動物后過2 mm篩,將過篩后的土樣混合均勻后分為兩份,一份儲藏于4℃冰箱內用于土壤微生物生物量及酶活性測定,另一份自然風干用于土壤理化性質的測定。

表1 樣地概況Table 1 General situation of the sample plots

1.3 測定指標及方法

用重鉻酸鉀外加熱法測定樣品中土壤有機碳(Soil organic carbon, SOC)含量,可溶性有機碳(Dissolved organic carbon, DOC)采用TOC法測定[12],采用凱式定氮儀測定總氮(Total nitrogen, TN)含量,總磷(Total phosphorus, TP)含量用濃硫酸—高氯酸鉬銻抗比色法測定,用堿解擴散法和NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法分別測量土壤速效氮(Available nitrogens, AN)和速效磷(Available phosphorus, AP),以上土壤指標測定具體過程參考《土壤農化分析》[13]。

4℃保存的新鮮土樣用于測定土壤中5種參與C、N和P循環的酶活性。其中β-葡萄糖苷酶(BG)和纖維二糖水解酶(CBH)是與C循環相關的酶;β-N-乙酰基氨基葡萄糖苷酶(NAG)和亮氨酸氨基肽酶(LAP)是與N循環相關的酶,堿性磷酸酶(AKP)是與P循環相關的酶;所有酶活性采用微孔板熒光法測定[14],詳細的酶活性測定方法見參考文獻[15]。

1.4 數據處理與分析

通過酶計量矢量模型計算酶化學計量的向量長度(Vector length, VL)和向量角度(Vector angle, VA),量化土壤微生物C、N和P限制,計算公式如下:

x=(BG+CBH)/(BG+CBH+AKP)

(1)

y=(BG+CBH)/(BG+CBH+LAP+NAG)

(2)

(3)

VA=DEGREES〔ATAN2(x,y)〕

(4)

式中:x表示參與C和P循環酶的相對活性比;y表示參與C和N循環酶的相對活性比。向量長度(VL)越長,表明微生物受到的C限制越大;向量角度(VA)小于45°表示微生物受土壤N限制,角度大于45°表示微生物受到土壤P限制,微生物N限制隨著角度減小而增大,P限制隨著角度增大而增大[16]。

采用R4.1.0軟件對試驗數據進行統計分析。運用單因素方差分析法(One-way ANOVA)分析不同撂荒年限土壤理化性質、胞外酶活性及其化學計量比差異,采用LSD法多重比較同一土層下各變量在不同撂荒年限間的差異。對酶活性、酶化學計量比與土壤理化性質進行主坐標(PCoA)分析,并利用vegan包中“envfit”函數將土壤理化因子與PCoA軸得分做相關分析以探究影響微生物養分限制的關鍵土壤因子。

2 結果與分析

2.1 不同撂荒年限土壤養分含量及化學計量比特征

不同撂荒年限下土壤養分含量及化學計量比的結果見表2,撂荒年限對土壤SOC,TN,TP,AN和AP等指標均有顯著影響。在0—10 cm土層間,土壤SOC和TN含量隨撂荒年限的增加而顯著增加,撂荒10 a,20 a,25 a和33 a土壤SOC含量分別較撂荒5 a時增加了17.62%,32.47%,25.55%,2.90%;土壤TN含量分別增加了24.45%,40.42%,31.91%,5.32%。土壤SOC與TN含量均在撂荒20 a達到峰值后有所下降,但總體仍呈現增加的趨勢。TP含量則隨撂荒年限的增加而顯著減少(p<0.05)。土壤AN與AP含量隨撂荒年限的增加呈先增后減趨勢,總量上仍較撂荒5 a時有所增加。在10—20 cm及20—40 cm土層間,土壤SOC,TN含量均隨撂荒年限的增加呈不顯著的下降趨勢,TP則顯著減少(p<0.05)。整體而言,撂荒顯著增加了土壤SOC與TN含量,但TP含量會隨撂荒年限的增加而減小。

隨著撂荒年限的增加,土壤C∶N在各土層中未發生顯著改變。土壤C∶P在0—10 cm土層間隨撂荒年限的增加而顯著增大,在10—20 cm土層間隨撂荒年限的增加呈不顯著的增加趨勢,在20—40 cm土層中隨年限的增加而顯著降低。土壤N∶P變化隨撂荒年限變化并不顯著。

2.2 不同撂荒年限的土壤酶活性變化

撂荒年限和土層深度對C、N和P獲取的胞外酶活性均具有顯著影響(圖1)。對0—10 cm土層而言,表征C循環的酶(BG+CBH)和N循環的酶(NAG+LAP)活性在撂荒前期逐年增加,在撂荒20 a達到最大值后開始顯著下降,總體呈現出顯著的下降趨勢。隨著撂荒年限的增加,表征P循環的酶(AKP)的活性則呈現升高趨勢。在10—20 cm土層,隨著撂荒年限的增加,土壤BG+CBH,NAG+LAP酶呈現出先增后減的變化趨勢,與淺層(0—10 cm)土壤酶活性變化趨勢具有一致性,AKP酶活性隨著撂荒年限的增加而顯著降低。在更深層土壤(20—40 cm)間,各類土壤胞外酶活性均隨著撂荒年限的增加而顯著降低,相較于表層,深層土壤酶活性普遍偏低。

注：不同大寫字母表示變量在相同土層不同撂荒年限間差異顯著,不同小寫字母表示變量在相同撂荒年限不同土層間差異顯著(p<0.05),下同。

2.3 不同撂荒年限土壤酶化學計量比變化

對不同撂荒年限下的酶化學計量比進行分析,結果表明:撂荒年限對酶化學計量具有顯著影響。整體上,C和N酶活性比(C∶NEEA)、C和P酶活性比(C∶PEEA)和N和P酶活性比(N∶PEEA)在不同撂荒年限土壤中的變化范圍分別為0.25～0.87,0.20～0.67,0.69～0.80(圖2),且均隨著撂荒年限的增加呈顯著的降低趨勢(p<0.05),這與土壤各類胞外酶活性變化趨勢基本一致。

圖2 不同撂荒年限土壤酶計量在不同土層中的變化

撂荒年限顯著影響土壤微生物養分限制特征(圖3)。其中,向量長度(變化范圍0.114～0.427)和夾角(變化范圍63.27°～75.23°)在不同撂荒年限間差異顯著(p<0.05),表明撂荒年限影響了土壤微生物養分限制。在不同土層間,隨撂荒年限的增加,向量長度總體呈減小趨勢(圖3A),表明微生物受到C限制的程度隨撂荒年限的增加而減弱。不同撂荒年限下的土壤酶化學計量在不同土層間的向量角度均大于45°,且隨撂荒年限的增加而增加,這表明微生物受到強烈的P限制,且其限制程度隨撂荒年限增加呈現出增加趨勢(圖3B,C)。

圖3 不同撂荒年限土壤酶化學計量的向量長度(VL)和角度(VA)及其計量關系

2.4 不同撂荒年限土壤理化因子對土壤酶活性及其化學計量比的影響

分別以土壤酶活性及酶計量比為響應變量,以土壤理化性質為解釋變量進行主坐標(PCoA)分析后,將土壤理化因子與PCoA軸得分做相關分析,得到各土層間影響不同撂荒年限土壤微生物養分限制的關鍵因子,結果如圖4所示。在0—10 cm土層間,影響土壤酶活性及其化學計量比的土壤理化因子為DOC、AN和TP(圖4A,D);在10—20 cm土層間,影響土壤酶活性的主要土壤理化因子為TP、AN和AP(圖4B),影響土壤酶化學計量比的主要土壤理化因子為DOC和AN;在20—40 cm土層間,影響土壤酶活性的主要土壤理化因子為TP,影響土壤酶化學計量比的主要土壤理化因子為AP。

圖4 不同撂荒年限土壤酶活性及其化學計量比與土壤養分及其計量比的主坐標分析

3 討 論

3.1 不同撂荒年限對土壤養分的影響

本研究選取了土壤SOC、TN和TP等指標來反映渭北旱塬地區不同年限撂荒地土壤養分的演變規律(表2),發現土壤養分含量在不同退耕年限之間存在顯著差異(p<0.05)。在撂荒前期(5～20 a),土壤SOC和TN含量顯著增加,與前人研究結果基本一致[17]。這可能是由于撂荒前期,耕地剛剛停止施肥,土壤有機質及其他養分含量高,增加了地上植物物種多樣性和植被覆蓋度。同時地上植物凋落物的腐爛分解增加了土壤養分含量,故而土壤C和N含量呈上升趨勢。但SOC和TN含量在撂荒20 a達到峰值后又呈現下降趨勢,這種動態變化可能是由地上群落在植被演替過程中的變化引起的,有研究表明地上物種多樣性和地上生物量在撂荒中期時達到最高,而后下降[18],這與本研究中土壤SOC和TN的變化趨勢一致,說明在撂荒后期地上生物量減少,導致土壤有機質輸入量降低,造成土壤SOC和TN含量在撂荒20 a后下降,但仍高于撂荒初期的土壤養分含量。土壤TP含量隨著撂荒年限的增加而逐年降低,這可能是由于恢復過程植物的生長繁殖造成了土壤P含量的大量消耗,但凋落物分解過程中向土壤輸入的P含量較低,導致土壤TP含量下降。

撂荒地土壤SOC、TN和TP等由表層到下層呈現逐層遞減的趨勢,且表層土壤養分含量顯著高于下層,這與前人研究結果一致[19]。這是因為表層土壤受植被枯落物養分歸還的影響,因此這些養分在土壤中存在表聚現象。綜合來看,渭北旱塬坡耕地撂荒至33 a,土壤C和N含量隨著撂荒年限的增加呈現先增后減但總體增加的趨勢,而土壤P含量則顯著減少。

撂荒年限影響土壤養分變化,不同撂荒年限的土壤C、N和P化學計量比也反映了這種變化。但在本研究中,不同土層間的土壤C∶N變化并不顯著,這與現有的研究結果基本一致[20-21]。結果表明,土壤C和N含量間存在內穩態[22],因此土壤C∶N在不同撂荒年限間的變化相對穩定。而土壤C∶P和N∶P總體上呈現增加趨勢,意味著土壤P隨著撂荒年限的增加而愈發匱乏,從側面反映出土壤微生物受到了強烈的P限制。

3.2 不同撂荒年限對土壤酶活性及化學計量變化的影響與關鍵驅動因子

胞外酶在有機質分解和養分循環中起著重要的作用,能在一定程度上反映微生物的生長和代謝過程中的能量(C)和養分限制(N和P)情況[7]。本研究中,在撂荒前期(前20 a),隨著撂荒年限的增加,參與土壤C、N和P循環的胞外酶活性顯著增加,這與王興等[23]對黃土高原農田撂荒過程中酶活性變化特征的研究結果一致。有研究表明,胞外酶活性與有機質的分解有關[24],因此耕地撂荒后進入自然恢復階段轉化為草地后,植物凋落物等有機質輸入量增加,土壤有機質逐年累積,增加了土壤微生物的養分來源,進而刺激微生物分泌大量的胞外酶[25]。在撂荒20 a以后,群落演替至穩定階段,地面植被及物種多樣性開始降低,且隨著撂荒年限的增加土壤養分含量下降,限制了土壤微生物的生長代謝,因此土壤胞外酶活性也隨之降低。

土地利用的轉變會改變植被蓋度和土壤理化性質,微生物代謝受到生物和非生物因子的調節,進而對土壤酶活性及其化學計量比產生影響[26]。本研究發現TP、AN、AP和DOC顯著影響土壤酶活性及其化學計量比,說明在不同撂荒年限間這4個因素在調節黃土丘陵區撂荒地土壤酶活性及酶計量比的變化中發揮了主要的驅動作用(圖4)。在本研究中,酶化學計量的向量長度隨撂荒年限的變化說明微生物受到C限制的程度隨著撂荒年限的增加得到了一定程度的緩解,這說明表明耕地撂荒會顯著提高土壤SOC含量,進而緩解了微生物C限制。酶化學計量的向量角度變化表明,隨撂荒年限的增加,微生物受P限制的程度也隨之增加。這是由于黃土高原生物生長對P元素吸收利用率不高[27],同時隨撂荒年限的增加而增加的土壤C∶P和N∶P也說明了土壤P含量較之C和N含量的相對不足,進一步加劇了微生物受到P限制的情況。Xiao等[28]的研究表明,在黃土高原次生演替過程中,土壤養分含量與微生物C和P限制顯著相關,這與本研究結果一致。

研究發現,隨著土層深度的加深,影響土壤酶活性的因子逐層減少。這主要與凋落物和細根殘體在土壤中的垂直分布密切關聯[29],因為表層土壤較深層土壤含有更多的微生物,會加速植物枯落物的分解,導致土壤中的DOC含量較高,故而DOC成為表層土壤(0—10 cm,10—20 cm土層)酶活性隨撂荒年限變化的關鍵驅動因子,這與DOC在不同土層間的分布情況(表2)相符。同時,土壤DOC的含量會影響土壤微生物可利用C的供給情況[30],本研究中土壤DOC含量隨著撂荒年限的增加而逐年減少(表2),促使微生物需要分泌更多的C獲取酶來維持自身養分平衡,從而使C循環酶即(BG+CBH)活性在撂荒前期隨著撂荒年限的增加而增加(圖1A)。

撂荒后土壤N∶P在各土層均隨撂荒年限的增加而顯著增加(表2),這表明在植被恢復期間P是該生態系統的主要限制因素[31],且土壤酶矢量模型結果也表明微生物受到了較為強烈的P限制,這也與土壤TP含量是限制酶活性和酶計量比的主要因子這一結果吻合。這可能是由于自然演替過程中,隨著植被多樣性的提高,植物群落對土壤養分的需求量變得更大,導致微生物可利用的養分不足[32],進而促使微生物分泌更多的胞外酶來緩解由于植物競爭引起的養分限制情況。P元素之所以會成為限制酶活性的關鍵因子,是因為在生態系統中,C和N都可以通過生物途徑來進行外源補充,但P元素的含量主要與成土母質有關[1],且其擴散到土壤中的速率較低,隨撂荒年限的變化并不顯著。但長時間的植被生長會消耗更多的P,這就導致微生物P限制隨著撂荒年限的增加而不斷加劇。

4 結 論

(1) 撂荒能夠顯著提高土壤C和N含量,隨撂荒年限增加土壤SOC和TN含量呈現先增后減的趨勢,且二者均在撂荒20 a時達到峰值后下降,但總體上仍顯著增加;土壤P含量隨撂荒年限的增加顯著降低。

(2) 撂荒顯著改變了土壤酶活性:隨著撂荒年限的增加,土壤C獲取(BG+CBH)、N獲取酶(NAG+LAP)活性顯著降低,P獲取酶(AKP)活性在0—10 cm土層間顯著增加,但在更深土層(10—20 cm, 20—40 cm)間顯著降低。

(3) 撂荒可以緩解土壤微生物受C限制的程度,但隨著撂荒年限的增加,微生物受到P限制的程度反而加劇。土壤DOC、TP和AN含量是驅動酶活性及其計量比變化的關鍵因子。

綜上,本研究通過探究胞外酶活性及其化學計量比與撂荒年限的關系,揭示了自然撂荒條件下植被恢復過程中的微生物養分限制特征。研究表明,撂荒對土壤狀況具有改善作用,且淺層土壤中的表現更為顯著,但撂荒時間過久(20 a以上)就會加劇微生物P限制,因此對經過長年撂荒的土地應當適量施用磷肥,以期改善其土壤狀況。