喀斯特不同土地利用方式和恢复模式对土壤酶活性C∶N∶P比值的影响

章润阳， 钱 前， 刘坤平， 梁月明， 张 伟， 靳振江， 潘复静*

( 1. 桂林理工大学 环境科学与工程学院 广西环境污染控制理论与技术重点实验室， 广西 桂林 541004； 2. 中国科学院环江喀斯特生态系统观测研究站， 广西 环江 547100； 3. 中国地质科学院岩溶地质研究所 自然资源部 广西壮族自治区岩溶动力学重点实验室， 广西 桂林 541004； 4. 岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心， 广西 桂林 541004 )

喀斯特是碳酸岩基岩溶蚀后形成的独特地貌类型，有土层薄、土壤形成慢、抗蚀性较差以及景观格局复杂等特点(Wang et al., 2019)。我国西南的喀斯特地区自20世纪50年代以来，经历了自然植被破坏、土地不合理利用等一系列人为干扰过程，土壤侵蚀加剧的同时基岩大面积裸露，土壤生产力下降(罗旭玲等,2021；赵楚等,2021)，严重阻碍了土地的可持续发展。近年来，一系列的退耕还林和生态修复工程使得石漠化恶化趋势得到缓解，土壤肥力有所提升(王克林等,2016)。已有研究表明，林地土壤养分含量比果园和耕地更高(孙建等，2019；夏光辉等,2020；Kaur et al., 2021)，土壤C、N固持和土壤微生物生物量都得到明显改善；其中坡耕地转变成马尾松林、柏树林等后，土壤酶活性也得到提升(孙彩丽等,2021)。但是，土地资源开发利用管理和修复过程是一对矛盾共同体，而研究不同土地利用方式和生态恢复模式的土壤酶活性特征有助于理解土地开发和恢复后土壤质量的改善(白世红等,2012)。目前，土地利用方式和恢复模式的变化对喀斯特地区土壤酶活性及其化学计量比的影响机制还不够明确。因此，研究土壤酶活性及其C∶N∶P比值的变化与环境因子的关系，有助于评估喀斯特不同土地利用方式和恢复模式的土壤质量状况，可为喀斯特土地资源开发利用管理与生态恢复决策提供理论依据。

本文以中国科学院环江喀斯特生态系统观测研究站的顺坡垦殖观测场平台作为研究样地，选取了3种土地利用方式 [退化干扰地、牧草地和果树(枇杷)林地]和4种生态恢复模式(常绿乔木林、落叶乔木林、常绿落叶混交林和自然恢复林)作为研究对象，分析不同土地利用方式和生态恢复模式土壤G、NAG、LAP和ALP 4种酶的活性及其C∶N∶P比值的变化及其与土壤环境因子的关系，阐明不同土地利用方式和生态恢复模式养分限制特征及其驱动因素的变化。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

中国科学院环江喀斯特生态系统观测研究站(108°18′—108°19′ E，24°43′—24°44′ N，平均海拔为228.5～337.8 m)在广西壮族自治区环江毛南族自治县。该区域位于北回归线以北、云贵高原东南，为典型的亚热带季风气候，七月室外平均温度29 ℃，年平均气温15.4～22.4 ℃，全年日照时数4 422 h，全年太阳辐射量98.89 kJ·cm，无霜期290 d，年平均降水量1 400～1 500 mm，降雨多集中于4至9月，占全年降雨量的70%(张伟等,2013)。

研究区在1985年前经历了频繁的火烧和放牧，导致了严重的石漠化。1985年研究区内所有居民外迁，退化的生态系统才得到了逐步恢复。2004年，选择坡面土壤和植被较为均一的山坡建立顺坡垦殖观测场平台，模拟人为扰动和生态恢复方式设立了面积、坡度相仿的长期控制性试验样地。3种不同土地利用方式(退化干扰区、牧草地、果树林地)和4种不同生态恢复模式(常绿乔木林、落叶乔木林、常绿落叶混交林、自然恢复林)的具体处理方式见表1。该研究区内基岩裸露率小于10%，碎石覆盖率为30%～60%，地表土碎岩体积含量为10%～30%。土壤主要为白云岩风蚀形成的碱性石灰土，并随着坡向下，土层平均厚度由10～30 cm逐步上升到50～80 cm(陈洪松等,2012)。

表 1 不同土地利用方式和生态恢复模式样地概况Table 1 Plot conditions of different land use and ecological restoration types

各项指标先进行正态分布检验，然后采用单因素方差数据分析(one-way ANOVA)和多重比较分析(least-significant-differences，LSD)方法(SPSS 22.0软件)分析不同土地利用和恢复模式对土壤酶活性和各理化指标的影响，并利用Origin 2018软件制图。应用斯皮尔曼法(Spearman；SPSS 22.0软件)对土壤酶活性及生态化学计量比和土壤理化性质进行相关分析。利用冗余分析(RDA)计算土壤环境因子对土壤酶活性及生态化学计量比变化的影响贡献率(Canoco 5.0软件)。

1.2 土壤样品采样

2020年7月，在中国科学院环江喀斯特生态系统观测研究站坡地顺坡垦殖观测场平台选取3种不同土地利用方式和4种不同恢复模式作为研究地(图1)。每种类型即为一个径流场，站内坡面径流场投影面积约为100 m × 10 m，横跨山体的坡脚到中上位置。我们在每种类型的径流场上、中、下三个不同位置共设置3个10 m × 10 m的样方，共3个重复样方，每个样方间隔不低于20 m。

每个样方再设置3个采样点，在每个采样点3 m × 3 m范围内按照五点法进行采样，每个采样点采集的土样进行混合形成1个样，每个样方有3个混合样，因此，每种土地利用方式或恢复模式共9个混合土样(图1)，共采集到63个土壤样品。土样中的石头和根系于样品采集后4 h内挑出，然后过10目筛，并分成等量的两份。将第1份置于4 ℃冰箱保存，用于土壤胞外酶活性和铵态氮、硝态氮的测定；第2份风干，研磨，过20目和100目，用于土壤养分的测定。

Ⅰ. 退化干扰地； Ⅱ. 牧草地； Ⅲ. 果树林地； Ⅳ. 常绿乔木林； Ⅴ. 落叶乔木林； Ⅵ. 常绿落叶混交林； Ⅶ. 自然恢复林。下同。Ⅰ. Disturbed land; Ⅱ. Pasture grass; Ⅲ. Orchard forest; Ⅳ. Evergreen forest; Ⅴ. Deciduous forest; Ⅵ. Evergreen-deciduous mixed forest; Ⅶ. Natural restoration forest. The same below.图 1 采样方式示意图Fig. 1 Sampling method sketch map

1.3 土壤养分测定

1.4 土壤酶活性测定

应用MUB荧光光度法测定土壤酶活性。称取鲜土1 g于500 mL灭菌带盖玻璃瓶中，添加125 mL灭菌冷却后的醋酸钠缓冲液或碳酸氢钠缓冲液，用匀浆机搅拌形成土壤悬浊液。悬浊液用涡旋仪使其处于匀浆状态，然后使用移液枪吸土壤悬浮液于96微孔板内，将微孔板置于20 ℃黑暗条件下培养4 h后，再在每个孔中加入10 μL 的NaOH溶液(1 mol·L)使反应完全结束，用酶标仪(SynergyH4)测定荧光值。将nmol·g·h作为酶活性的单位(Phillips et al., 2012)。

1.5 数据处理

酶活性C∶N∶P比值通过 ln(G)∶ln(NAG+LAP)∶ln(AP)计算。

酶活性计量比值矢量长度(Vector L)和矢量角度(Vector A)计算公式如下(Moorhead et al., 2016)：

= {[ln()/ln(+)]+ [ln()/ln()}；

=Degrees{ATAN2 [ln()/ln()，ln()/ln(+)]}。

式中：表示土壤受微生物碳限制程度的高低；表示土壤受微生物氮、磷的限制程度高低，偏离45°时表示受氮或磷限制，向上偏离越大受磷限制越强，向下偏离越大受氮限制越强。

2 结果与分析

2.1 不同土地利用与恢复模式土壤养分特征

表 2 不同土地利用和生态恢复模式下土壤基本理化性质Table 2 Soil basic physicochemical properties of different land use and ecological restoration types

表 3 不同土地利用和生态恢复模式下土壤理化指标均值和酶活性均值Table 3 Mean values of soil physicochemical indexes and enzyme activities in different land use and ecological restoration types

2.2 不同土地利用与恢复模式土壤酶活性及其C∶N∶P比值的变化

由图2可知，3种土地利用方式中，牧草地的NAG和LAP酶活性均显著高于其他土地利用方式，果树林地NAG酶活性显著低于其他土地利用方式，退化干扰地G酶活性显著低于其他土地利用方式，不同土地利用方式ALP酶活性无显著差异。在4种恢复模式中，落叶乔木林的G酶活性显著高于自然恢复林和常绿乔木林，常绿乔木林的NAG酶活性显著高于其他三种恢复模式，常绿乔木林和常绿落叶混交林的LAP酶活性显著高于落叶乔木林和自然恢复林，落叶乔木林和常绿落叶混交林ALP酶活性显著高于常绿乔木林和自然恢复林。由表3可知，不同恢复模式酶活性均值显著高于不同土地利用方式酶活性均值。

不同小写字母表示不同土地利用和生态恢复模式间差异显著(P<0.05)。Different small letters indicate significant differences among different land use and ecological restoration types(P<0.05). 图 2 土壤酶活性的变化特征Fig. 2 Variation characteristics of soil enzyme activities

由表4可知，不同土地利用方式和恢复模式土壤酶活性C∶N∶P比值存在显著差异(<0.05)。在不同土地利用方式中，退化干扰地的酶活性C∶N∶P比值均为最低；牧草地的酶活性C∶P和N∶P比值均为最高，其中酶活性C∶N比值比退化干扰地高12.48%；果树林地酶活性C∶N比值最高，比退化干扰地高12.92%。在不同恢复模式中，常绿乔木林酶活性C∶P和N∶P比值均为最高；落叶乔木林的酶活性C∶N和C∶P比值较高，酶活性N∶P比值显著低于其他恢复模式；常绿落叶混交林酶活性比值均较低；自然恢复林的酶活性比值均较高。在不同土地利用方式中，果树林地的酶活性比值矢量长度(Vector L)显著高于其他两种利用方式。在不同恢复模式中，落叶乔木林和自然恢复林的Vector L显著高于其他恢复模式。所有土地利用方式和恢复模式的矢量角度(Vector V)均大于45°。

表 4 不同土地利用和生态恢复模式下土壤酶活性C∶N∶P比值及其矢量特征Table 4 Soil enzyme activity C∶N∶P ratios and vector characteristics in different land use and ecological restoration types

2.3 土壤酶活性及其C∶N∶P比值与土壤理化因子的关系

冗余分析分析表明，土壤理化性质对土壤酶活性及其化学计量比的总累积解释率为66.6%，第一轴解释了变量的65.8%，第二轴解释了变量的0.81%(图3)。其中，TP(=37.9；=0.002)、NH-N(=11.0；=0.002)、NO-N(=12.9；=0.002)、AP(=13.4；=0.002)是影响土壤酶活性及其化学计量比的显著影响因子，其解释量分别为38.3%、9.5%、9.3%、8.0%(表6) 。

图 3 土壤酶活性及其C∶N∶P比值与土壤理化性质关系的冗余分析(RDA)Fig. 3 Redundancy analysis (RDA) of soil enzyme activities, enzymatic C∶N∶P ratios and physicochemical properties in soil

表 5 土壤酶活性及其C∶N∶P比值与土壤各因子之间的相关性Table 5 Correlation analysis between soil enzyme activities, enzymatic C∶N∶P ratios and other soil factors

表 6 土壤酶活性及其C∶N∶P比值的影响因素Table 6 Factors influencing soil enzyme activities and enzymatic C∶N∶P ratios

3 讨论

3.1 土壤酶活性及其C∶N∶P比值变化及其影响因素

3.2 不同土地利用方式和恢复模式影响土壤酶活性及其C∶N∶P比值

在不同恢复模式中，落叶乔木林和常绿落叶混交林具有较高的G和ALP酶活性，具有较低的N∶P比值和较大的矢量角度，说明落叶乔木林和常绿落叶混交林受磷限制的影响比其他恢复模式严重。这种情况的发生，有可能与落叶植物的存在有一定关系。理由如下：(1)由于落叶植物的生理特征所致。落叶植物具有较高的生长速率、生产力和光合作用速率等，对土壤养分的需求较多。当土壤的养分可用性较低时，微生物会分泌更多的酶来提高有效性养分的供应(Zhang et al., 2019)。(2)与凋落物归还有关。落叶乔木林和常绿落叶混交林较其他恢复模式有较高的凋落物量，这为植物和微生物获取养分提供了充足的有机物。土壤养分很多来源于土壤有机质的分解和矿化，这些过程依靠分解酶来完成。本研究结果发现土壤酶活性与SOC呈极显著正相关。综上所述，落叶植物更易于对外界环境的变化作出响应，对喀斯特植被恢复中土壤碳氮磷的固持更有帮助(周晓东和邓艳,2017)。

3.3 酶活性及C∶N∶P比值变化的驱动因素

4 结论

本文通过对研究区不同土地利用方式和生态恢复模式土壤酶活性及其C∶N∶P比值的研究，得出以下结论：(1)研究区不同恢复模式下土壤酶活性均值高于不同土地利用方式；(2)研究区植被主要受到土壤磷限制，土壤酶活性的变化是磷素转化的关键；(3)在不同土地利用方式和恢复模式中，牧草和落叶植物对土壤酶活性及其C∶N∶P比值变化的影响程度更强。