全 文 ：第 35 卷第 18 期
2015年 9月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.35,No.18
Sep.,2015
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:国家自然科学基金(31170581, 41101270)
收稿日期:2014鄄01鄄27; 摇 摇 网络出版日期:2014鄄11鄄19
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: lyqu@ rcees.ac.cn
DOI: 10.5846 / stxb201401270202
王冰冰, 曲来叶, 马克明, 张心昱, 宋成军.岷江上游干旱河谷优势灌丛群落土壤生态酶化学计量特征.生态学报,2015,35(18):6078鄄6088.
Wang B B, Qu L Y, Ma K M, Zhang X Y, Song C J.Patterns of ecoenzymatic stoichiometry in the dominant shrubs in the semi鄄arid Upper Minjiang River
Valley.Acta Ecologica Sinica,2015,35(18):6078鄄6088.
岷江上游干旱河谷优势灌丛群落土壤生态酶化学计量
特征
王冰冰1,2, 曲来叶1,*, 马克明1, 张心昱3, 宋成军4
1 中国科学院生态环境研究中心城市与区域国家重点实验室, 北京摇 100085
2 中国科学院大学, 北京摇 100049
3 中国科学院地理科学与资源研究所生态系统网络观测与模拟重点实验, 北京摇 100101
4 农业部规划设计研究院, 北京摇 100125
摘要:与碳(C)、氮(N)和磷(P)分解矿化相关的土壤生态酶的相对活性可以揭示微生物生长和代谢过程的能量限制。 尽管干
旱生态系统愈来愈受到生态学家的关注,但在土壤水分有效性限制和斑块状分布的植被背景下,探讨土壤酶活性化学计量特
征,及其与土壤物理、化学因子和土壤微生物群落结构的关系的相关研究仍十分缺乏。 通过调查岷江干旱河谷不同水分梯度 4
个研究样地(两河口、飞虹、撮箕和牟托)灌丛及其丛间空地的土壤物理化学性质、微生物群落组成和土壤生态酶活性,探讨不
同水分梯度样地间及灌丛和空地间土壤酶活性计量的分布特征。 结果显示,岷江干旱河谷土壤 C 颐N 颐P 酶活性化学计量表现出
了与全球尺度上酶活性化学计量的相对特异性(C 颐N 颐P = 3颐2颐2 vs. 1颐1颐1)。 整体上,岷江干旱河谷区域土壤微生物生长代谢存
在一定程度的 N限制。 虽然酶活性化学计量特征在所有空地和灌丛土壤之间总体未表现出显著差异,但对各研究地的进一步
分析表明,两个相对干旱的两河口和飞虹样地表现出更为明显的 N 限制,而两个相对湿润的撮箕和牟托样地则存在一定的 P
限制。 这种样地间的差异性主要受土壤水分有效性的驱动。 逐步回归分析表明,土壤含水量是不同样地间土壤 C 颐N酶活性比
(ln(BG)颐ln(NAG+LAP))和 N 颐P 酶活性比(ln(NAG+LAP)颐ln(AP))的决定性影响因子。 而土壤含水量与 C 颐N酶活性比具有
显著正相关关系,与 N 颐P 酶活性比表现为显著负相关关系。 此外,土壤真菌、菌根真菌和真菌颐细菌比对土壤酶活性化学计量
的影响,说明了真菌和菌根真菌类群对干旱河谷养分循环的重要作用。
关键词:岷江; 干旱河谷; 生态酶化学计量; 养分有效性; 土壤含水量
Patterns of ecoenzymatic stoichiometry in the dominant shrubs in the semi鄄arid
Upper Minjiang River Valley
WANG Bingbing1, 2, QU Laiye1,*, MA Keming1, ZHANG Xinyu3, SONG Chengjun4
1 State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco鄄Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing
100085, China
2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
3 Key Laboratory of Ecosystem Network Observation and Modeling, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of
Sciences, Beijing 100101, China
4 Chinese Academy of Agricultural engineering, Beijing 100125, China
Abstract: The activities of soil ecoenzymes in relation to the mineralization of soil organic carbon, nitrogen, and
phosphorus can reveal stoichiometric and energy limitations on the growth and metabolism of soil microbes. Despite the fact
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that arid and semi鄄arid ecosystems have received considerable attention in recent years, studies on the patterns of soil
ecoenzymatic stoichiometry and the relationships among soil physiochemical and microbial community factors are still rare. In
this study, we investigated the variations of soil physiochemical properties, microbial community composition, and EEAs by
comparing soils in dominant shrubs and in the shrub鄄interspaces at four sites (Lianghekou, Feihong, Cuoji, and Moutuo) .
These study sites were expected to differ with respect to the level of water stress along the semi鄄arid valley in the upper
Minjiang River, Sichuan province. The patterns of ecoenzymatic stoichiometry of C 颐 N 颐 P were different in the semi鄄arid
Minjiang River valley as compared to those in the global pattern (C 颐N 颐P = 3颐2颐2 vs. 1颐1颐1) . Overall, there may be some
degree of nitrogen limitation of microbial metabolism in this semi鄄arid region, which was supported by the relative activities
of 茁鄄glucosidase compared to 茁鄄N鄄acetylglucosaminidase + leucine aminopeptidase and 茁鄄N鄄acetylglucosaminidase + leucine
aminopeptidase to phosphatase. The different patterns of enzymatic stoichiometry between the soils in shrubs and in the
shrub interspaces were not obvious. However, the limitation of C, N, and P resources in each individual site was somewhat
site specific and may be due to the soil water availability. The two relatively drier sites ( Lianghekou and Feihong) were
more constrained by nitrogen availability, while the two relatively wetter sites (Cuoji and Moutuo) were more constrained by
phosphorus availability. The variations of soil enzymatic stoichiometric patterns were affected by nutrient availabilities and
soil water content as shown by the Pearson product鄄moment correlation analysis. The results of stepwise regression further
revealed that the variations of enzyme ratios, such as C 颐N and N 颐P, were driven primarily by soil water content. Soil water
content was positively correlated with the C 颐N enzyme ratio and negatively correlated with the N 颐P enzyme ratio. We also
observed that arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) and the fungi鄄to鄄bacteria ratio positively correlated with the C 颐N enzyme
ratio, but negatively with the N 颐P enzyme ratio, which may imply that the enrichment of fungi and AMF communities will
benefit C and P cycling by influencing enzyme activities. Our results suggest that any predicted decrease in soil water with
climate change will probably further constrain the availability of N and P in this N鄄limited ecosystem in the semi鄄arid region.
Moreover, this study also highlights the important role of fungi and AMF communities in meditating C and P cycling in this
semi鄄arid region.
Key Words: Minjiang River; semi鄄arid river valley; ecoenzymatic stoichiometry; nutrient availability; soil water content
土壤微生物对土壤有机质的分解,以及对 C、N、P 等养分元素的吸收利用受到环境中的土壤胞外酶的调
节[1]。 多数胞外酶通过微生物响应环境条件的变化而被表达、释放到土壤中,另一些则是通过细胞溶解进入
土壤[1]。 目前研究最多的土壤胞外酶包括:降解纤维素的 茁鄄 1,4鄄葡萄糖苷酶 (茁鄄 1,4鄄glucosidase, BG);降解
几丁质和肽聚糖的 茁鄄1,4鄄N鄄乙酰葡糖氨糖苷酶 (茁鄄1,4鄄N鄄acetylglucosaminidase, NAG);水解蛋白质和多肽的
亮氨酸氨基肽酶 ( leucine aminopeptidase, LAP);矿化有机磷的酸性 (或碱性)磷酸酶 ( acid or alkaline
phosphatase, AP)。 在生态学研究中,这些胞外酶的活性与微生物代谢、养分的生物化学循环密切相关。 不同
酶活性的比值,如 BG 颐(NAG+LAP)、BG 颐AP 和(NAG+LAP)颐AP 常与养分浓度或者 C 颐N、C 颐P 和 N 颐P 的比值
相联系,并用来评价微生物 C、N、P 养分资源需求状况[2鄄4]。 Sinsabaugh 等因此提出了生态酶活性化学计量
(Ecoenzymatic stoichiometry)概念[5]。
理论和实践工作表明,土壤生态酶的相对活性与资源的有效性相耦合。 生态经济学的“最优配置冶模型
建立在酶的生产对养分资源有效性敏感的假设基础上,这使得微生物可以将更多的目标放在那些最需求的资
源上[6鄄7]。 研究发现,土壤磷酸酶活性与土壤 P 的有效性成反比[8]。 当土壤中微生物的生长受到 P 的限制
时,微生物将增加对磷酸酶的投资,从而降低 C 颐P 和 N 颐P 酶活性比。 类似的, 在很多生态系统中,N 有效性
的降低可以促进 N分解酶(如 NAG和 LAP)的活性的升高,而 N有效性的升高则将抑制 N分解酶的活性,提
高对其他养分元素分解酶的投入[9]。 在氮缺乏的夏威夷森林中,施氮造成了磷酸酶活性的提高,降低了 N 颐P
酶活性比[9]。
9706摇 18期 摇 摇 摇 王冰冰摇 等:岷江上游干旱河谷优势灌丛群落土壤生态酶化学计量特征 摇
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除了资源有效性,土壤酶活性和化学计量也会受到土壤 pH、温湿度等因素的调控[1]。 Zeglin 等对
McMurdo干旱河谷的研究表明,LAP 颐AP 与 pH 值表现出极显著的正相关关系[10]。 此外,Sinsabaugh 的 meta
分析发现 ln(BG)颐ln(AP)与年均温和年均降雨量之间存在显著的负相关关系,ln(BG) 颐 ln(NAG+LAP)和 ln
(NAG+LAP)颐ln(AP)与年均降雨量之间分别表现出显著的正相关和负相关关系[11]。
干旱和半干旱生态系统是陆地生态系统的重要组成部分,占据陆地表面的 41%,承载着近 38%的人
口[12]。 干旱区植被分布表现出明显的斑块状,这种斑块状分布的形成通常是认为受水分、养分资源从灌丛间
空地迁移至灌丛下造成的[13]。 由于灌丛的存在,其下土壤往往具有更高的有机质输入和更为温和的土壤环
境条件[14鄄15],灌丛下与灌丛间空地土壤间养分资源有效性和土壤环境条件的差异,将对土壤生态酶活性化学
计量特征造成影响。 另一方面,对于年降雨量低于 600 mm 的生态系统,初级生产力被认为主要受到土壤水
分有效性的控制[16]。 在干旱的森林和沙漠生态系统中均发现,干旱可以降低土壤酶活性。 这种降低或许是
因为在干旱条件下土壤微生物生物量的减少或者 C、N、P 养分资源的有效性和扩散受到限制。 然而,目前在
干旱的斑块状分布的灌丛生态系统中,土壤生态酶活性的化学计量特征还少有研究,控制生态酶化学计量特
征的土壤理化或者微生物因子更是不得而知。
本研究中,选取了岷江干旱河谷沿岸 4个存在水分梯度的样地,采集灌丛和空地土样,测定了土壤基本物
理化学性质、微生物群落组成和酶活性,以期验证以下 3个假设:(1) 灌丛与空地间存在不同生态酶活性化学
计量特征;(2) 样地间生态酶活性化学计量特征将反映 N、P 资源的有效性,而同时 (3) 生态酶化学计量与
N、P 资源有效性之间的关系将会受到土壤水分有效性的控制。
1摇 研究方法
1.1摇 研究区域概况
岷江干旱河谷地区,行政区划上隶属于四川省阿坝藏族羌族自治州的汶川、理县、茂县、黑水和松潘,主要
分布于松潘镇江关以下,经茂县凤仪镇至汶川县的岷江正河,位于 102毅33忆—104毅15忆E,30毅45忆—33毅09忆N 之
间。 该区域年平均气温 10—11 益左右,降水量 494.8 mm 左右,年蒸发量 1332.4 mm,气候干燥。 土壤类型以
山地褐土和山地棕壤土为主,土体十分干燥[17鄄18]。
1.2摇 土样采集
本研究选取了岷江上游干旱河谷 4个存在水分差异的样地,样地基本情况如表 1所示。 土壤样品采集于
2012年 7月。 每个样地下设 3个 10 m伊10 m的样方,每个样方内五点法采集灌丛间空地 0—15 cm土样;选取
样方中处于优势地位的 2种灌木(表 1),再分别选取 3株个体大小类似、长势健康的灌丛,采集下方 0—15 cm
的土壤。 采集的土样,立即放入便携式冰盒中。 土样过 2 mm筛后,分成 3个部分:一部分约 50 g土样,放入 4
益冰箱中保存,用于酶活性检测;一部分约 50 g土样,经冷冻干燥和球磨仪研磨后,储藏在-80 益超低温冰箱
中(Themo Scientific) 用于磷脂脂肪酸(PLFA)分析;另外约 100 g土样,风干后用于土壤理化性质检测。
表 1摇 样地基本概况
Table 1摇 Basic characteristic of the four sites
样地
Sites
经纬度
Latitude and longitude
海拔
Altitude / m
选取的优势灌木种
Selected dominant shrub species
LH N 31毅50忆27.7义摇 E 103毅42忆1.3义 1730依12.5 小马鞍羊蹄甲(Bauhinia faberi),铁杆蒿(Artemisia gmelinii)
FH N 31毅47忆56.0义摇 E 103毅44忆17.1义 1741依7.1 铁杆蒿,川甘亚菊(Ajania potaninii)
CJ N 31毅42忆7.5义摇 E 103毅51忆45.5义 1832依6.4 铁杆蒿,金花蚤草(Pulicaria chrysantha)
MT N 31毅32忆5.1义摇 E 103毅40忆7.2义 1695依7.1 铁杆蒿,光果莸(Caryopteris tangutica)
摇 摇 LH: 两河口 Lianghekou; FH: 飞虹 Feihong; CJ: 撮箕 Cuoji; MT:牟托 Moutuo
1.3摇 实验方法
1.3.1摇 土壤理化性质测定
摇 摇 土壤含水量(SWC)采用 105 益连续烘干 24 h后计算得出;pH值采用酸度计进行测定(土颐水= 1颐2.5);总
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氮 (TN) 采用元素分析仪(vario MAX CN, Elementar)测定;有效氮(aN)采用碱解扩散法;土壤有机碳(SOC)
采用低温外热重铬酸钾氧化比色法测定;总磷 (TP)采用 HClO4鄄H2SO4消煮鄄钼锑抗比色法,连续流动分析仪
(AutoAnalyzer 3, Bran+Luebbe)测定;有效磷 (aP) 采用 NaHCO3浸提,钼锑抗比色法。 研究区域土壤基本理
化性质如表 2所示。
1.3.2摇 土壤微生物群落 PLFAs测定
PLFA的提取和纯化参考 Bligh and Dyer法[19鄄21],上机前用 1 mL含内标物 19颐0的正己烷溶解吹干的脂肪
酸甲酯,然后进行 GC鄄FID (Agilent 6850N) 检测,脂肪酸种类通过脂肪酸 Sherlock 微生物鉴定系统 (MIDI
Inc., Newark, DE, USA) 来鉴定。 PLFAs含量基于 19颐0内标计算,分析中仅包括碳链数低于 20、摩尔百分比
(mol%) 含量大于 1% 且在多数样品中都有出现的脂肪酸。 细菌 (B) 以 14颐0、i14颐0、i15颐0、a15颐0、15颐1棕6c、
i16颐0、16颐1棕7c、16颐1棕9c、i17颐0、a17颐0、17颐1棕8c、16颐1 2OH、cy17颐0、18颐1棕5c、cy17颐0 和 cy19颐0 C11鄄 12 等 15 种脂
肪酸表示[20, 22],真菌 (F) 用 18颐2棕6c脂肪酸来估计[22],菌根真菌 (AMF) 以 16颐1棕5c 表示[23],真菌颐细菌比
(F 颐B) 用真菌(F)与 AMF的总量 /细菌(B)。 研究区域土壤 PLFA主要类群含量如表 2所示。
1.3.3摇 土壤生态酶活性测定
4种酶活性(BG、NAG、AP 和 LAP)的测定均采用 96 微孔酶标板板荧光分析法[24鄄25],具体如下:称取 1 g
鲜土至 800 mL的广口烧杯中,加入 125 mL,50 mmol的 Tris缓冲液(pH 值调至每个 10 m伊10 m 样方的平均
值,约为 7.5),涡旋震荡 1 min,使用八通道移液器 (Eppendorf) 向 96 孔酶标板中加入 200 滋L 土壤悬浮液(8
个重复)。 每个样品孔中加入 50 滋L,200 滋mol / L 的基底液(BG 采用 4鄄甲基伞形酮酰鄄茁鄄D鄄吡喃葡糖酸苷
(4鄄MUB鄄茁鄄D鄄glucoside) 为底物, NAG 采用 4鄄甲基伞形酮酰鄄茁鄄D鄄吡喃葡糖酸苷 ( 4鄄MUB鄄N鄄acetyl鄄b鄄D鄄
glucosaminide) 为底物, LAP 采用 L鄄亮氨酸鄄 7鄄氨基鄄 4鄄甲基香豆素盐酸盐 ( L鄄Leucine鄄 7鄄amino鄄 4鄄
methylcoumarin) 为底物,AP 采用 4鄄甲基伞形酮磷酸酯 (4鄄MUB鄄phosphate) 为底物);空白孔中加入 250 滋L
Tris缓冲液;样品控制孔中加入 50 滋L缓冲液和 200 滋L土壤悬浮液;基底控制孔中加入 50 滋L 基底液和 200
滋L缓冲液。 标准曲线设置:设置 0, 0.5, 1, 2.5, 5, 10, 20, 30 滋mol / L 8个浓度梯度的标准曲线(其中,LAP
的标准曲线浓度梯度设置为 0, 2, 4, 8, 16, 24, 32, 40 滋mol / L),参考标准孔加入 50 滋L标准液和 200 滋L缓
冲液(8个重复),猝灭标准孔中加入 50 滋L标准液和 200 滋L悬浮液 (2个重复)。
所有酶标板放置在黑暗的 20 益培养箱中培养 2.5 h。 使用多功能酶标仪 (SynergyH4, BioTek) 进行荧光
测定。 仪器自动在每个孔加入 10 滋L 1 mol / L的 NaOH溶液,1 min后进行荧光检测。 MUB和 AMC在 365 nm
波长处激发,在 450 nm处检测荧光。 酶活性计算如公式 1所示:
Activity (nmol h-1g-1) = (净荧光值伊Buffer vol) / (着伊Homogenate vol伊Time伊Soil mass) (1)
式中,net fluorescence (净荧光值) = [(Assay - Homogenate Control) / Quench coefficient] -Substrate control,
Quench coefficient (猝灭系数)= (Quench control - Homogenate control) / Standard Fluorescence,着为猝灭标准
曲线的斜率,Time为培养时间,Soil mass (g) 为土壤干重。 4个样地灌丛与空地中土壤酶活性值见表 2。
1.4摇 数据分析
C 颐N酶活性比,通过 BG 颐 (NAG+LAP)计算;C 颐 P 酶活性比,通过 BG 颐 AP 计算;N 颐 P 酶活性比采用
(NAG+LAP)颐AP 计算[5]。 样地内灌丛与空地间土壤生态酶活性比的差异采用T鄄检验。 灌丛和空地土壤生态
酶活性比在不同样地间的差异使用单因素方差分析(One鄄way ANOVA),结合 SNK 多重比较方法进行探讨。
以上分析均通过了残差正态和方差齐质性检验。
使用标准主轴回归(Standardized major axis, SMA)探讨 BG、NAG、LAP 和 AP 4 种酶活性之间的关系,以
及这种关系在不同样地之间以及灌丛与空地之间的变异。 标准主轴回归相比与最小二乘法(Ordinary least
squares, OLS)回归,更加适用于 X和 Y(解释变量与响应变量)均是随机的情况[26]。 SMA 回归采用 R 3.0.1
软件的“smatr冶程序包中的“sma冶函数,该函数允许检验不同斜率之间的差异性[27]。
1806摇 18期 摇 摇 摇 王冰冰摇 等:岷江上游干旱河谷优势灌丛群落土壤生态酶化学计量特征 摇
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表 2摇 4个样地,空地与灌丛土壤基本理化性质、微生物生物量和生态酶活性(平均值,样本量 n= 15—18)
Table 2摇 Soil physiochemical properties, microbial community variables and extracellular enzyme activities in the soils under shrub canopies and
in the shrub鄄interspaces (Gap) across the four sites (mean, n= 15—18)
样地
Sites
土样类型
Landscape
types
SWC / % pH
SOC TN TP
/ (g / kg)
aN aP
/ (mg / kg)
B F AMF
/ %
BG NAG LAP AP
/ (nmol h-1g-1)
LH 空地 4.47 8.04 23.91 2.58 0.59 71.47 10.54 47.65 2.59 2.72 135.89 8.96 241.07 185.68
灌丛 5.18 8.05 24.59 2.89 0.58 92.49 12.10 45.18 4.51 4.02 188.29 11.42 271.77 242.73
FH 空地 11.09 7.65 23.71 2.92 0.43 105.72 22.56 49.76 2.99 3.26 188.38 10.20 358.66 200.36
灌丛 11.83 7.61 27.08 3.21 0.44 120.43 17.10 49.16 3.89 4.07 225.32 14.89 379.10 265.14
CJ 空地 16.21 8.06 36.01 4.20 0.49 144.09 29.21 50.77 4.64 4.54 219.47 14.17 255.57 336.21
灌丛 18.69 7.98 36.53 4.23 0.50 140.86 32.79 48.75 5.24 4.49 228.55 15.12 253.22 383.49
MT 空地 17.46 7.28 29.57 2.95 0.35 79.35 7.32 47.77 2.87 3.45 160.51 11.93 169.42 309.79
灌丛 23.71 7.33 36.19 3.87 0.39 143.84 17.05 47.53 3.71 4.82 352.52 22.64 299.15 507.28
摇 摇 SWC: 土壤含水量 soil water content; SOC: 土壤有机碳 soil organic carbon; TN: 总氮 total nitrogen; TP: 总磷 total phosphorus; aP: 有效磷
available phosphorus; aN: 有效氮 available nitrogen; B:细菌 bacteria; F:真菌 fungi; AMF:菌根真菌 arbuscular mycorrhizal fungi; BG: 茁鄄1,4鄄葡萄
糖苷酶 茁鄄1,4鄄glucosidase; NAG: 茁鄄1,4鄄N鄄乙酰葡糖氨糖苷酶 茁鄄1,4鄄N鄄acetylglucosaminidase; LAP: 亮氨酸氨基肽酶 leucine aminopeptidase; AP:
碱性磷酸酶 acid or alkaline phosphatase
为进一步探讨影响酶活性分配(由酶活性比指示)的土壤和微生物因子,使用了 Pearson 相关分析检验了
酶活比与土壤基本理化性质和微生物群落组成因子之间的关系。 由于之前的研究表明,该研究区域中,土壤
含水量(SWC)对土壤微生物群落组成和生态酶活性具有重要影响,使用了逐步回归分析,以期验证 SWC 是
否也是驱动酶活性比的重要因子。
2摇 结果与分析
2.1摇 不同样地间、样地内灌丛与空地间土壤生态酶活性比变异
灌丛和空地土壤在不同样地间都具有显著差异(图 1)。 总体上来说,CJ 和 MT 具有相对较高的 BG 颐
(NAG+LAP)值和较低的 BG 颐AP 和(NAG+LAP)颐AP 值;LH 和 FH 具有相对较低的 BG 颐(NAG+LAP)值和较
高的 BG 颐AP 和(NAG+LAP)颐AP 值。
样地内,灌丛与空地之间酶活性比的变异要小的多(图 1),BG 颐(NAG+LAP)与 BG 颐AP 仅在 MT 表现出
显著差异,(NAG+LAP)颐AP 也仅在 FH表现出显著差异。
2.2摇 不同样地间、样地内土壤生态酶活性回归分析
SMA回归分析表明,整体上 ln(BG)与 ln(NAG+LAP)和 ln(AP)之间有较好的线性关系(Slope = 1.516
(r2 = 0.291) & 1.049 ( r2 = 0.579)),而 ln(NAG+LAP)与 ln(AP)无显著线性关系(图 2)。 进一步的斜率检验
表明,灌丛下和空地中土壤酶活性之间的线性模型斜率之间无显著差异,且与总体的斜率也没有显著差异
(图 2,表 4)。
对各样地分别进行的 SMA回归分析表明,样地之间酶活性比斜率的差异主要存在于 LH、FH 和 CJ、MT
之间。 对于 ln(BG) vs. ln(NAG+LAP), FH 样地的 SMA 回归斜率显著高于 CJ 样地和总体的斜率(Slope =
2.516 vs. 1.326 & 1.516);对于 ln(BG) vs. ln(AP),CJ和 MT样地的斜率要显著的高于 LH 样地和总体的斜
率(Slope = 1.659 & 1.756 vs. 0.942 & 1.049);对于 ln(NAG+LAP) vs. ln(AP),LH和 FH样地的斜率显著低于
CJ和 MT样地(Slope = 0.494 & 0.548 vs. 1.251 & 1.217)。
2.3摇 影响酶活性比变异的主要因子
2.2节的分析表明,灌丛和空地土壤生态酶活性比的分布规律无明显的差异,因此本节的相关分析和回
归分析将灌丛和空地作为一个整体进行分析。 Pearson 相关分析表明,ln(BG)颐 ln(NAG+LAP)与 SWC、SOC、
C 颐P、AMF、F 颐B、TN、N 颐P 等因子都表现出极显著的正相关关系(表 4)。 与此相反的是,ln(NAG+LAP) 颐 ln
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(AP)与 SWC、SOC、C 颐P、N 颐P、AMF、F 颐B、TN等因子呈现极显著的负相关关系。 而 ln(BG)颐 ln(AP)则未与本
研究中任何因子表现出显著的相关关系。
图 1摇 不同样地间、样地内灌丛与空地土壤生态酶活性比变异 (平均值依标准差,样本量 n= 15-18)
Fig.1摇 The variation of soil enzymatic ratios in the soils under shrub canopies and in the shrub鄄interspaces (Gap) across the four sites
(mean 依 sd, n= 15—18)
BG:(NAG+LAP)表示碳氮酶活性比;BG:AP 表示碳磷酶活性比;(NAG+LAP):AP 表示氮磷酶活性比;LH:两河口(Lianghekou), FH:飞虹
(Feihong), CJ: 撮箕(Cuoji), MT:牟托(Moutuo);图中小写字母表示不同样地间空地或灌丛土壤胞外酶活性比存在显著性(P<0.05),*表
示灌丛与空地间土壤胞外酶活性比存在显著差异(P<0.05)
表 3摇 不同样地间灌丛下和空地中几种土壤生态酶活性关系的标准主轴分析
Table 3摇 Standardized major axis regression of the relationships between soil extracellular enzyme activities in the soil under the shrub canopy
and in the shrub鄄interspace soils across the four sites
酶活性
Enzyme activities
样本
Samples r
2 P 斜率Slope
95%置信区间
95% Confidence
interval
截距
Intercept
BG vs. (NAG+LAP) 全部 0.291 0.000 1.516 1.300—1.768 -3.28
空地 0.325 0.000 1.353 1.078—1.697 -2.36
灌丛 0.151 0.001 1.764 1.401—2.219 -4.71
BG vs. AP 全部 0.579 0.000 1.049 0.931—1.182 -0.637
空地 0.484 0.000 1.033 0.847—1.261 -0.586
灌丛 0.589 0.000 1.010 0.859—1.188 -0.384
摇 摇 (NAG+LAP) 与 AP 之间无显著线性关系,因此未在表中呈现;回归分析使用经过 ln 转化后的数据
进一步的逐步回归分析表明,SWC、SOC、AMF、TP 和 C 颐P 共同解释了 ln(BG)颐 ln(NAG+LAP) 50.27%的
变异,其中 SWC、AMF和 C 颐P 依次解释了其中 28.05%、24.38%和 21.82%的变异,而在相关分析中有良好表现
的 SOC则只解释了其中 14.6%的变异。 对于 ln(NAG+LAP) 颐 ln(AP),SWC、N 颐P、C 颐N 和 F 颐B 共同解释了
51.56%的变异,其中 SWC单独即解释了其中 41.26%的变异,其次是 N 颐P 比和 C 颐N比,分别解释了 27.33%和
22.47%的变异。 而对于 ln(BG)颐ln(AP),C 颐P 则是唯一具有显著影响的因子,解释了 9.38%的变异,尽管在
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相关分析中并为发现它们之间显著的线性关系。
图 2摇 不同样地间土壤 C、N、P酶活性之间的标准主轴回归分析
Fig.2摇 Standardized major axis regressions of the C鄄, N鄄, and P鄄 related soil extracellular enzyme activities across the four sites
图中虚线、点线和实现分别表示的是对灌丛(样本量 n= 65)、空地(样本量 n= 57)和全部数据(样本量 n= 122)的回归拟合分析,数据经自然
对数转换(ln);BG: 茁鄄1,4鄄葡萄糖苷酶 茁鄄1,4鄄glucosidase; NAG: 茁鄄1,4鄄N鄄乙酰葡糖氨糖苷酶 茁鄄1,4鄄N鄄acetylglucosaminidase; LAP: 亮氨酸氨
基肽酶 leucine aminopeptidase; AP:碱性磷酸酶 acid or alkaline phosphatase
表 4摇 土壤生态酶活性比与土壤理化性质和微生物群落组成因子间的 Pearson相关分析
Table 4 摇 Pearson product鄄moment correlation analysis of the relationships between soil ecoenzymatic ratios and soil physiochemical and
microbial community factors
Enzymes酶 SWC pH SOC TN TP aN aP C 颐N C 颐P N 颐P B F AMF F 颐B
ln(BG)颐ln(NAG+LAP) 0.53** -0.15 0.53** 0.34** -0.09 0.30** 0.25* 0.12 0.44** 0.34** 0.08 0.29* 0.43** 0.37**
ln(BG)颐ln(AP) -0.18 0.16 -0.11 0.00 0.25 0.12 0.21 -0.25 -0.22 -0.14 0.12 0.02 0.09 0.02
ln(NAG+LAP)颐ln(AP) -0.62** 0.26 -0.57** -0.32* 0.25 -0.18 -0.08 -0.29*-0.56** -0.41** 0.01 -0.27 -0.34** -0.34**
摇 摇 ln(BG)颐ln(NAG+LAP)表示碳氮酶活性比;ln(BG) 颐 ln(AP)表示碳磷酶活性比;ln(NAG+LAP) 颐 ln(AP)表示氮磷酶活性比;C 颐N: 碳氮比
carbon to nitrogen ratio;C 颐P:碳磷比 carbon to phosphorus ratio;N 颐P:氮磷比 nitrogen to phosphorus ratio;P值采用“holm冶法调整;*显著(P<0.05),
**(P<0.01)相关
3摇 讨论
3.1摇 养分限制
摇 摇 土壤酶是分解土壤有机质的主力,其活性可以为探讨土壤养分限制提供一些有价值的信息[11, 28]。 全球
尺度上,土壤 BG 颐(NAG+LAP)比为 1.41,BG 颐AP 比为 0.62,(NAG+LAP)颐AP 比为 0.44 [5]。 本研究区域中,
BG 颐(NAG+LAP)的平均值为 0.73,明显小于 1.41的全球平均值; (NAG+LAP)颐AP 的平均值为 1.15,也显著
的高于全球均值(1.15 vs. 0.44[5])。 这意味着该区域土壤整体具有相对较高的 N分解胞外酶活性(基于全球
尺度),从而或许也从侧面反映了土壤 N元素的相对缺乏,使得微生物需要生产更多的 N分解酶,以满足自身
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代谢的需要。 以往的研究中发现,该地区水分和 P 是限制植物生长的第一和第二限制因子,而 N则无显著的
限制作用[29鄄30]。 但由于该区域大多数的研究针对的是植物,缺乏对微生物生长代谢限制性因子的研究。 本
研究从生态酶化学计量学的角度,为研究岷江干旱河谷灌丛群落土壤微生物生长代谢的限制性因子,提供了
一个参考。
表 5摇 影响土壤生态酶活性比变异的土壤物理化学和微生物因子的逐步回归分析
Table 5摇 Stepwise regression of the soil physiochemical and microbial community variables that have significant influence on the variation of soil
ecoenzymatic ratios
应变量 Response Variables
ln(BG):ln(NAG+LAP)
逐步回归中筛选出的解释变量 Selected Variables
SWC SOC AMF TP C 颐P
调整的 r2
Adj r2
相对重要性 Relative importance / % 28.05 14.60 24.38 11.16 21.82 0.5027
ln(BG)颐ln(AP) C 颐P 0.0938
ln(NAG+LAP)颐ln(AP) SWC N 颐P C 颐N F 颐B
相对重要性 Relative importance / % 41.26 27.33 22.47 8.94 0.5156
从各样地情况来看,LH和 FH 2个样地微生物生长的 N限制作用可能更为突出(BG 颐(NAG+LAP)= 0.60
& 0.54 vs. 1.41; (NAG+LAP)颐AP = 1.34 & 1.79 vs. 0.44),而这 2个样地也正是本研究中 2个相对更为干旱的
样地。 从表 2中也可看出,LH和 FH 2个样地 TN和 aN也相对较低。 较低的 N有效性加上较低的水分有效
性的进一步限制,造成了这 2个样地相对明显的 N限制作用。 而对于本研究中相对湿润的 CJ和 MT样地,则
较 LH和 FH具有相对较低的 BG 颐AP 活性比和显著低的(NAG+LAP)颐AP 活性比,这说明 CJ和 MT样地微生
物生长可能存在一定的 P 限制。
由于灌丛的存在,灌丛下土壤较空地土壤可以获取更多的有机质输入(凋落物、根系分泌物等),提高土
壤养分有效性,从而进一步作用于土壤酶活性以及酶活性化学计量。 本研究中尽管总体上灌丛与空地土壤酶
活性比之间无显著差异,但在 MT和 FH 2 个样地也观测到灌丛的显著作用(图 1)。 MT 样地灌丛下更高的
C 颐N和 C 颐P 酶活性比,或反映了空地中土壤微生物相对更高的 N、P 功能发挥;FH样地空地中显著高的 N 颐P
酶活性比,也指示着空地土壤微生物更高的 N资源功能发挥(相对于 P)。 FH样地空地中土壤 TN和 aN含量
都明显低于灌丛土壤 (TN: 2.92 vs. 3.21 g / kg,aN:105.72 vs. 120.43 mg / kg),而 TP 则几乎与灌丛土壤相等
(0.43 vs. 0.44 g / kg),aP 含量甚至高于灌丛土壤(22.56 vs. 17.10 mg / kg);对于 MT 样地,空地中土壤 TN、aN
和 aP 都极显著地低于灌丛土壤(TN: 2.95 vs. 3.87 g / kg,aN:79.35 vs. 143.84 mg / kg,aP: 7.32 vs. 17.05 mg /
kg)。 这些养分资源含量数据都进一步的佐证了本文的判断。 尽管空地中 SOC也较灌丛下低(FH & MT),但
相比与 N、P 来说,SOC对于土壤微生物来说可能是相对充裕的。
3.2摇 酶活性关系特征
全球尺度上,C 颐N 颐P 酶活性比大体呈现 1颐1颐1 的尺度关系,反映了 C、N、P 循环之间的一种耦合关系[5]。
本研究中,不同样地间 C 颐N酶活性 SMA回归斜率显著高于全球尺度上的 C 颐N酶活性 SMA回归斜率(Slope =
1.5 vs. 1.02),而 C 颐P 酶活性回归斜率则与全球尺度的相当(Slope = 1.03 vs. 1.04),C 颐N 颐P 酶活性比大致为
3 颐2 颐3,这反映了岷江干旱河谷地区相对不同的 C、N、P 循环特征。
样地间,灌丛与空地土壤生态酶活性化学计量特征的相似性(图 2),指示着灌丛与空地土壤微生物 C、N、
P 需求和 C 颐N 颐P 化学计量的相似性,这可以从各样地中灌丛与空地之间 SOC、TN和 TP 含量的较小差异得到
反映(表 2)。 因此,这说明本研究的假设(1)没有得到支持。 而已有研究表明,灌丛与空地,这 2 个看似生物
地球化学循环独立的存在[31],可能通过地下复杂的真菌网络有机地联系起来[32鄄33],从而可能造成灌丛与空地
间相似的酶活性化学计量特征。
3.3摇 影响酶活性化学计量特征的土壤理化和微生物因子
土壤酶活性化学计量受土壤 C、N、P 资源的有效性的调控。 本研究中,土壤 C 颐N 与 BG 颐(NAG+LAP)之
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间未表现出显著相关性,土壤 C 颐P 比与 BG 颐AP 仅呈弱的正相关关系,唯有土壤 N 颐P 比与 N 颐P 酶活性比表现
出极显著的负相关关系。 一方面,这或许说明土壤酶活性比不能很好地反映土壤有机质的元素组成。 土壤酶
来自于土壤微生物,其相对活性或许更多的反映土壤微生物生物量的元素组成。 而另一方面,其他土壤生物
或非生物因子或许对酶活性比的变异有着更为强烈的影响,从而掩盖了酶活性比与土壤元素组成的相关性。
事实上,相关分析表明,SWC、SOC、TN、C 颐P、AMF以及 F 颐B均与土壤 C 颐N和 C 颐P 酶活性比呈极显著相关,这
些因子共同驱动着酶活性比的分布。 然而,本研究中涉及到的土壤因子均不能很好地解释 C 颐P 酶活性比的
变异。 造成这种结果的原因,可能是某些未测量的环境因子,如土壤温度、团聚体、土壤有机酸、空间自相关等
更为强烈的影响 C 颐P 酶活性比的变异[34鄄36]。
本研究充分证明了第二个假设:土壤酶活性化学计量特征与土壤 C、N、P 养分有效性之间的关系受到土
壤水分有效性的调控。 逐步回归反映了 SWC 是影响 BG 颐(NAG+LAP)和(NAG+LAP) 颐AP 变异的最主要因
子。 事实上,当以 SWC作为协变量进行偏回归分析,SOC、C 颐P、N 颐P、AMF 等与酶活性比显著相关的因子的
显著性都未能通过显著性检验(数据未展示)。 这反映了土壤水分有效性在岷江干旱河谷地区土壤养分循环
中的决定性作用。 SWC与 BG 颐(NAG+LAP)呈正相关关系,而与(NAG+LAP)颐AP 呈负相关关系,即 SWC 的
降低,C 颐N酶活性比降低,N 颐P 酶活性比升高,从而说明,SWC 的降低,将造成 N 分解酶活性的“相对升高冶。
这或许是因为干旱加剧了 N的有效性,而另一方面,酶活性更多的是反映微生物为获取养分资源而进行的一
种功能发挥,N分解酶活性的“相对升高冶,或许反映了微生物需要将更多的功能发挥转向 N 的摄取上,以维
持自身 C 颐N 颐P 生物量的平衡。 从表 2 中可见,LH 和 FH 2 个相对干旱的样地,其 N 的有效性也相对降低。
气候变化研究认为,未来气候变化将对干旱生态系统施加严重的压力,表现为温度升高、降雨减少、降雨强度
和频度变化[37]。 已有研究认为,在快速气候变化背景下,由于生物和地球化学过程对不同元素所施加的控制
程度不同,C、N、P 循环可能会发生解耦合现象[31, 38鄄42]。 因此,未来气候变化,特别是降雨量的减少将有可能
进一步限制岷江干旱河谷区域土壤 N的有效性,强烈改变本区域的 C、N、P 循环的耦合关系。
土壤生态酶活性化学计量不仅可以反映土壤养分资源的有效性,也可以指示微生物群落结构和养分需要
的变化[5]。 相关分析和逐步回归分析显示,AMF、F 颐B 比与酶活性比呈显著相关,其中 AMF 更是除 SWC 外,
影响 BG 颐(NAG+LAP)变异的最重要因子(表 4,表 5)。 本研究中 AMF和 F 颐B 与 BG 颐(NAG+LAP)呈现正相
关,与(NAG+LAP)颐AP 呈现负相关,而 Bragazza 等对泥炭地的研究中也发现,C 颐N和 C 颐P 酶活性比随 F 颐B比
的升高而升高,而 N 颐P 酶活性比则随着 F 颐B的升高而降低[43]。 这说明微生物群落结构的变化和土壤真菌类
群,特别是 AMF的相对富集有利于 BG酶和 AP 酶活性的相对提高。 研究亦表明,真菌相比于细菌具有更高
的 C资源需求[44];当土壤 N 颐P 比较高时,真菌的生长易受到 P 的限制[45],从而促使真菌生产更多的磷酸酶
以获取更多的 P,维持自身 N、P 的平衡。 因此,本研究结果反映了土壤真菌群落在岷江干旱河谷地区 C、P 循
环中的重要地位,反之,则说明了土壤细菌类群在岷江干旱河谷地区 N 循环中的重要作用,这与黄元元、王冰
冰的研究结果是一致的[46鄄47]。
3.4摇 本研究的不足
本研究中,没有观测到不同样地尺度上,N、P 酶活性之间显著的线性关系,这在一定程度上降低了关于
C 颐N 颐P酶活性化学计量特征讨论的效力。 其原因,大概有两点:其一,ln(NAG+LAP)可能不是表征 N 分解酶
活性的良好指标。 从表 2 中可见,NAG 酶活性相对其他 3 种酶活性值非常的低,从而 ln(NAG+LAP)值受
LAP 的影响很大,其与 BG或 AP 酶活性的尺度关系,基本上与 LAP 和 BG 或 AP 的关系一致;而对这 4 种酶
活性的相关分析表明,NAG、BG和 AP 3种酶活性之间有着极显著的正相关关系,LAP 则与这 3种酶活性之间
无显著相关关系。 Sinsabaugh 等的对全球 24 个生态系统土壤酶活性的主成分分析,发现 LAP 呈现出与
NAG、BG和 AP 截然不同的分布特征[11]。 另一方面,造成这种现象的原因可能与检测方法有关。 NAG、BG
和 AP 3种酶活性检测的基质和标准物质都是基于 MUB 的,而 LAP 则是基于 AMC 的,从而这种方法学上的
差异,可能造成了 LAP 与其他酶活性之间的解耦合。
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4摇 结论
本研究反映了岷江干旱河谷区域土壤酶活性化学计量特征的相对特异性。 灌丛与空地土壤酶活性化学
计量特征表现出一定的相似性。 岷江干旱河谷区域整体上存在一定的 N 限制,而对于个样地来说,相对干旱
的样地 N限制更为明显,而相对湿润的样地则又表现出一定的 P 限制。 这种样地之间的差异性,主要受到土
壤含水量的调控。 土壤含水量的降低,促使土壤 N 分解酶活性的相对升高,从而意味着未来可能的降水降
低,或将加剧本区域的 N限制。
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