人工修復措施對退化高寒草甸土壤養(yǎng)分及酶活性的影響

段成偉，李希來，馬盼盼，徐文印，柴 瑜，蘇樂樂，楊鑫光

(1.青海大學 農(nóng)牧學院，西寧 810016；2.青海民族大學 生態(tài)環(huán)境與資源學院，西寧 810007)

草地作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，對維持陸地生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定與平衡，人類社會可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[1]。作為青藏高原獨特的生態(tài)系統(tǒng)，高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)對草地畜牧業(yè)持續(xù)發(fā)展和牧民生活水平的提高具有重要作用[2-3]，其牧草生物量不僅決定草地載畜量和草地發(fā)展?jié)摿?，也反映草地的退化程度。高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)具有防風固沙、調節(jié)氣候、涵養(yǎng)水源等多種生態(tài)服務功能，是中國的重要生態(tài)安全屏障[4]。近年來，由于氣候變化和人為破壞等一系列因素，高寒草甸植被生產(chǎn)力下降、草地地上生物量減少、物種多樣性降低[5-6]、土壤養(yǎng)分流失[7-8]、草地植物生態(tài)系統(tǒng)遭到嚴重干擾和破壞，高寒草甸已呈現(xiàn)出不同程度的退化趨勢[9-10]。因此，退化高寒草地急需快速有效治理。

草地退化的根本原因是土壤退化，土壤環(huán)境是動植物和微生物共同生活的載體，其理化性質在空間和時間異質性上共同決定著草地植被分布格局[11]。作為草地生態(tài)系統(tǒng)物質轉換和能量流動的重要樞紐，草地土壤通過物理、化學、生物等過程耦合形成土壤養(yǎng)分，為植物的生長提供營養(yǎng)元素，并有效地調節(jié)植物的功能屬性[12]，土壤是植物生長的基質，土壤養(yǎng)分直接與土壤肥力相關[13]。土壤有機物經(jīng)微生物分解轉化成C、N、P等供植物可利用形態(tài)，而土壤C、N、P可反映出關鍵養(yǎng)分的限制。土壤 pH雖然不能直接表明土壤中的養(yǎng)分含量，但其大小可對土壤中微生物區(qū)系進行控制，從而影響土壤中營養(yǎng)元素的形態(tài)、轉化方向和轉化過程。土壤酶作為土壤物質循環(huán)和能量流動的重要組成部分，其活性可反映土壤中多種生物化學過程的相對強度，相比土壤特性其活性大小既反映土壤營養(yǎng)物質的儲量，也體現(xiàn)土壤中生物化學反應的方向和強度[14]。

國內生態(tài)學者實施重度退化翻耕建植人工草地，中度退化免耕補播施肥，輕度退化圍欄封育、休牧、嚙齒動物防控等措施致力于三江源區(qū)不同退化程度草地的恢復[15-19]。通過對退化草地施肥補給養(yǎng)分，大量研究驗證對植被恢復和毒草防控的影響[20-22]。退化草地有機肥添加是改善并維持草地生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)物質平衡的治理措施，有機肥輸入不僅會促進植物生長、提高草地生產(chǎn)力[23]，有助于退化草地的恢復。免耕補播是成本低廉、投資少、技術易控、見效快的草地恢復措施，能快速增加草地豐富度、草地覆蓋度以及草層的產(chǎn)量及品質[24]。目前草地恢復相關研究主要集中在各種人工修復措施對植被動態(tài)以及產(chǎn)量的影響，而對土壤養(yǎng)分和土壤酶方面的研究較少[25]，并且以往的研究治理大多局限于小范圍設置樣方，對大面積樣地退化草地的恢復治理研究較少，其研究沒有代表性和整體性，達不到快速恢復的效果。本研究以青藏高原退化高寒草甸為研究對象，結合實地調查結果，選擇發(fā)生重度退化的高寒草甸，在滅鼠的基礎上采用免耕補播、施肥和圍欄封育等技術措施開展退化草地土壤修復治理工作，探討不同人工修復措施的適宜性。通過研究人工修復措施對土壤養(yǎng)分及養(yǎng)分相關酶活性特征的影響及其相互關系，為退化草地土壤改良和草地恢復等快速修復技術制定提供理論基礎和技術支撐，為河南縣生態(tài)大牧場草地的合理利用與科學管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于青海省東南部河南蒙古族自治縣多松鄉(xiāng)黃河二級流域永曲河流域附近(N:34°18′43.30″～34°19′59.54″，E:101°22′24.98″～101°28′19.26″)，海拔3 418～3 567 m，樣地坡向南偏東15～18 °，坡度3～5 °為緩坡，地勢呈東高西低。草地類型為高寒草甸，土壤類型為山地草甸土。整個區(qū)域屬高原大陸性氣候，全年四季變化不明顯，常年多為大風天氣。年均溫為0.5 ℃，最冷月均溫為-10.0 ℃，最熱月均溫為9.4 ℃。年降水量597.0～615.5 mm，年均蒸發(fā)量1 350 mm。年日照時數(shù)2 551～2 577 h，日照率60%。研究區(qū)高寒草甸已發(fā)生重度退化，高原鼠兔活動頻繁，植被蓋度降低，裸露禿斑面積增加，屬于黑土灘退化草地。研究區(qū)域內物種組成以禾草和雜草為主，優(yōu)勢種主要為鵝絨委陵菜(Potentillaanserina)、垂穗披堿草(Elymusnutans)、黃帚橐吾(Ligulariavirgaurea)和矮嵩草(Kobresiahumilis)等。

1.2 樣地設置

結合實地調查結果，在研究區(qū)選擇10 hm2發(fā)生重度退化的高寒草甸，且退化程度相對一致、質地均一、地勢較為平坦的陽坡緩坡坡底。在滅鼠的基礎上采用免耕補播(牧草免耕播種機GB/T 25421)、施肥(人工撒施)和圍欄封育的技術措施開展退化草地修復治理工作(表1和圖1)。為防止放牧家畜以及其他大型草食動物的干擾，試驗區(qū)自2020年起進行圍欄封育，圍欄采用刺絲封育。2020年6月初在試驗區(qū)內隨機選擇4個 33 331.8 m2(182.57×182.57 m)樣地，分別對草地進行施肥(F)、免耕補播(S)及施肥+免耕補播(F+S)等修復措施。同時選取面積相同且不經(jīng)過任何處理的草地作為對照(CK)。

圖1 樣地設置

表1 試驗地基本概況

施肥種類為有機肥(有機質≥45%，水份≤30%，總養(yǎng)分(N+P2O5+K2O)≥5.0%，執(zhí)行標準：NY525-2012)900 kg·hm-2；免耕補播處理為草地牧草混播，草種為垂穗披堿草(Elymusnutans)、中華羊茅(Festucasinensis)及冷地早熟禾(Poacrymophila)3種當?shù)貎?yōu)勢草種，垂穗披堿草15 kg·hm-2，中華羊茅7.5 kg·hm-2，冷地早熟禾7.5 kg·hm-2，混播比例為2∶1∶1；施肥+免耕補播處理為雙因素控制。種子均由當?shù)夭葑逊敝硤錾a(chǎn)，有機肥購于睿澤科技有限 公司。

1.3 樣品采集

于2020年8月中旬植物生長旺盛期取樣。在每個樣地內間隔10 m設置4條長50 m的樣線，分別在每條樣線的0 m、10 m、20 m、30 m、 40 m處設置50 cm×50 cm的樣方，進行植被調查并采集植物和土壤樣品。植被調查時，記錄各物種和總蓋度，并齊地面分種剪取植物地上部分，測定植物地上生物量，然后在每個樣方內用直徑 10 cm 的根鉆取0～20 cm根樣，用直徑5 cm的土鉆采集0～20 cm土壤樣品，并將每個樣方內的土樣混合，剔除動植物殘體和小石塊，制備成1個混合土樣帶回實驗室，部分于4 ℃保溫箱保存，用于分析土壤酶活性；部分置于陰涼通風處風干，用于分析土壤化學性質。

1.4 樣品分析

土壤pH：電位法(土水體積比1∶2.5)；土壤有機碳：重鉻酸鉀—H2SO4氧化外加熱法；土壤硝態(tài)氮：雙波長紫外分光光度法；土壤氨態(tài)氮：KCl浸提—靛酚藍比色法；土壤速效磷：NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法；土壤酶：土壤水解酶類活性的測定—對硝基酚底物比色法[26-27]。土壤酶測定方法：(1)土壤懸濁液的制備。土壤過2 mm篩，稱取5 g鮮土于100 mL小白瓶中，加入100 mL pH 7.5緩沖液，在恒溫搖床180 r·min-1室溫震蕩40 min，制成均勻的土壤懸濁液。(2)土壤樣品測定。吸取2 mL土壤懸濁液和2 mL待測酶對應的底物溶液置于10 mL離心管中，在旋渦振蕩器上充分混勻。每份土樣做4個重復。將10 mL離心管置于恒溫搖床170 r·min-1、25 ℃振蕩培養(yǎng)。培養(yǎng)完畢后，將離心管放入低速冷凍離心機，在4 ℃下2 000 r·min-1離心5 min。吸取2 mL上清液置于裝有0.2 mL 1 mol·L-1NaOH溶液的15 mL離心管中(在測定亮氨酸氨基肽酶時，不需要加NaOH，直接吸取上清液即可)，加8 mL去離子水，并在旋渦振蕩器上充分混勻。用去離子水調節(jié)分光光度計零點，在410 nm處測定吸光值。表2為所測定酶的種類、底物及具體功能。

表2 不同酶對應的底物及具體功能

1.5 數(shù)據(jù)分析

利用 SigmaPlot 10.0(Systat 軟件公司，伊利諾伊州，芝加哥)和 OriginPro 2021(OriginLab，北安普頓，馬薩諸塞州，美國)進行繪圖。采用 SPSS 26.0(IBM 公司，紐約州，美國)進行單因素方差分析(ANOV A)，再進行Duncan’s差異顯著性檢驗(P<0.05)。采用 Canoco 5統(tǒng)計軟件對土壤性質進行 PCA(Principal component analysis)分析。

2 結果與分析

2.1 土壤pH的變化

與對照相比，施肥和免耕補播對土壤pH沒有顯著影響(P>0.05)，施肥+免耕補播顯著降低土壤pH (P<0.05)，土壤更趨于中性，說明施肥+免耕補播能夠有效改善人工草地土壤的酸堿問題(圖2)。

不同字母表示差異顯著 (P<0.05);下同

2.2 土壤養(yǎng)分分布特征

與對照相比，施肥顯著促進土壤有機碳和銨態(tài)氮含量增加(P<0.05)，且其含量高于免耕補播和施肥+免耕補播。而施肥、免耕補播和施肥+免耕補播對硝態(tài)氮均呈抑制作用，其中免耕補播處理下硝態(tài)氮含量顯著低于對照和施肥+免耕補播處理(P<0.05)，說明施肥可以通過促進硝化反應固定二氧化碳，從而進一步增加土壤有機碳含量。施肥+免耕補播對速效磷含量有顯著促進作用(P<0.05)，說明施肥+免耕補播明顯加速高寒草甸土壤速效磷的合成積累 (圖3)。

圖3 不同人工修復措施處理后土壤養(yǎng)分分布特征

2.3 土壤酶分布特征

與對照相比，短期施肥和施肥+免耕補播對β-葡萄糖苷酶、N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶和堿性磷酸酶活性均無顯著影響(P>0.05)。免耕補播顯著降低N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性(P<0.05)，對β-葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶活性雖呈抑制作用，但與其他處理相比差異不顯著(P>0.05)，說明免耕補播措施下牧草氮素需求增加，土壤中氮素減少，進一步抑制N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性。3種修復措施中，施肥+免耕補播處理下4種酶活性均為最高(圖4)。

圖4 不同人工修復措施處理后土壤酶分布特征

2.4 土壤養(yǎng)分和酶活性的相關性分析

相關性分析表明(表3)，有機碳含量與亮氨酸氨基肽酶活性、硝態(tài)氮含量與β-葡萄糖苷酶活性和N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性、β-葡萄糖苷酶活性與N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性和堿性磷酸酶活性呈顯著正相關關系(P<0.05)，相關系數(shù)分別為0.947、0.963、0.973、0.966、 0.961。pH與速效磷含量呈顯著負相關關系 (P<0.05)，相關系數(shù)為-0.945。有機碳含量、氨態(tài)氮含量、速效磷含量、亮氨酸氨基肽酶和堿性磷酸酶活性等彼此間均呈正相關關系。pH與有機碳、硝態(tài)氮、氨態(tài)氮含量和β-葡萄糖苷酶、N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶、亮氨酸氨基肽酶、堿性磷酸酶活性均呈負相關關系。

表3 不同處理后土壤性質 Pearson 相關分析

運用主成分分析(PCA)評價人工修復措施過程中土壤養(yǎng)分和土壤酶活性間的關系(圖5)，前兩個軸(PC1，PC2)共同解釋95.07%的變異，施肥+免耕補播處理在PC1軸上得分較高，施肥處理則在 PC2 軸得分較高，說明施肥+免耕補播對亮氨酸氨基肽酶和堿性磷酸酶酶活性及速效磷含量的維持貢獻較大，而單施肥對有機碳和氨態(tài)氮含量貢獻較大。

圖5 不同人工修復措施處理后土壤性質主成分分析

3 討 論

3.1 不同人工修復措施對退化草地土壤養(yǎng)分組成的影響

在草地生態(tài)系統(tǒng)中，土壤碳氮含量主要受氣候變化、植被類型、土壤特性及人類活動的綜合影響[28-29]，從而導致土壤有機碳氮累積、分解和淋溶輸出程度的不同[30]。天然草原土壤中的磷主要來源于礦物，在土壤中主要以與鈣、鎂、鐵、鋁及黏粒結合的無機態(tài)的形式存在[31]，其含量主要受土壤母質和成土作用的影響[32]。另外，研究表明，海拔、土地利用方式及坡度等因素也可以通過影響氣象因素或土壤侵蝕程度而間接影響土壤磷含量[33]。

有機質作為土壤中重要的組成成分，其本身含各種營養(yǎng)元素，還對土壤中各種肥力因素起著重要的調節(jié)作用[34]。本研究發(fā)現(xiàn)，施肥+免耕補播顯著降低土壤pH，這可能是由于施肥和免耕補播緩解了高寒草甸的退化，降低了土壤水分的蒸發(fā)量，鹽分不會聚表，導致土壤 pH和電導率逐漸降低。研究表明，土壤中施加有機物可以給微生物供給足夠的底物，從而加速土壤原有有機碳的礦化，釋放更多的活性碳組分促進土壤碳循環(huán)[35]。本試驗中，施加有機肥短期內顯著增加土壤有機碳含量，表明退化草地施加有機肥有利于提高有機碳含量，促使植物生長，這也證實了前人的研究結論[36]。姬萬忠等[37]研究發(fā)現(xiàn)，補播3 a后土壤有機碳含量顯著提高，這與本研究結果相反，免耕補播與施肥+免耕補播有機碳含量差異不顯著的主要原因可能是試驗年限較短，這還需要長時間的試驗來探究。

土壤氮素和磷素是衡量土壤肥力和植被生產(chǎn)力的重要指標。銨態(tài)氮是有機氮向硝態(tài)氮轉化過程中的中間產(chǎn)物，是土壤供氮能力的重要衡量指標[38]，施入氮肥可以增加土壤銨態(tài)氮的供給，本研究結果表明，施肥能顯著增加土壤氨態(tài)氮含量。土壤對硝態(tài)氮的吸附能力弱，易于淋失[38]，土壤硝態(tài)氮主要集中在0～20 cm土層內。本試驗結果表明免耕補播能顯著降低土壤硝態(tài)氮含量，這與相關學者研究結果相反[37, 39]，可能是由于免耕補播年限較短。施肥+免耕補播顯著增加土壤速效磷含量，這與王偉等[40]研究結果一致，說明施肥+免耕補播對改良高寒草甸土壤速效磷含量具有明顯的作用。

3.2 不同人工修復措施對退化草地土壤酶活性的影響

土壤酶作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中進行生化反應的催化劑，參與土壤一系列復雜的生化過程，包括合成和分解腐殖質、分解動植物殘體、固定和釋放土壤養(yǎng)分及各種氧化還原反應等[41]。土壤酶不僅對土壤物質轉化和能量流動有催化作用，而且對土壤中的多種有機物質及殘體產(chǎn)生各種生命化學轉化，并與土壤有機碳分解速率和有機碳庫的周轉模式密切相關，使土壤生態(tài)系統(tǒng)各組分在功能上有一定的聯(lián)系，最終保持土壤的生物化學穩(wěn)衡狀態(tài)[41]。

本研究測定與土壤有機碳、氮和磷循環(huán)密切相關的4種土壤水解酶活性。相關研究發(fā)現(xiàn)，施肥對土壤酶活性的影響因土壤條件和肥料類型與用量不同而差異明顯，Wang 等[42]研究發(fā)現(xiàn)在半干旱草原土壤，化肥氮投入增加對土壤團聚體 N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性有促進作用，但是抑制β-葡萄糖苷酶活性。而本研究發(fā)現(xiàn)，施肥、免耕補播及施肥+免耕補播均降低β-葡萄糖苷酶和N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性，并且在免耕補播時活性最低，可能是由于施肥種類不同，免耕補播等處理試驗年限較短，短期內效果不明顯。朱敏等[43]認為長期施用有機肥對微生物群落結構無明顯作用，表面施用有機肥對土壤酶活性無顯著差異。本研究結果表明，β-葡萄糖苷酶和亮氨酸氨基肽酶活性在不同人工修復措施間差異均不顯著，而堿性磷酸酶活性在免耕補播與施肥+免耕補播差異顯著。

3.3 土壤理化性質和酶活性的相關性

通過主成分分析得出土壤理化性質與酶活性間緊密聯(lián)系，并存在一定的相關性。研究結果發(fā)現(xiàn)，有機碳含量與亮氨酸氨基肽酶、硝態(tài)氮含量與β-葡萄糖苷酶活性和N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性有顯著正相關關系，表明有機碳對亮氨酸氨基肽酶活性、硝態(tài)氮對β-葡萄糖苷酶活性和N-乙酰-β-D-氨基葡萄糖苷酶活性的影響最大，說明酶對土壤碳、氮養(yǎng)分變化敏感，可作為衡量土壤肥力的生物學指標[44]。pH與速效磷含量呈顯著負相關關系，說明當pH升高時，微生物會調整自身的生長策略，相對更偏向于選擇聚集更多的磷用于自身生長，因此，改善當?shù)赝寥缐A化的趨勢可能對于緩解磷限制有一定作用。本研究中，酶主要受有機碳和硝態(tài)氮含量的影響，說明土壤碳、氮養(yǎng)分是影響生態(tài)酶的重要因素。

4 結 論

施肥顯著增加土壤有機碳和氨態(tài)氮含量，免耕補播顯著降低土壤硝態(tài)氮含量，施肥+免耕補播對速效磷含量有顯著促進作用。施肥通過增加土壤碳、氮養(yǎng)分來影響土壤酶活性，施肥+免耕補播處理效果最好，酶活性達到最大。