当前, 由于化石燃料燃烧、农牧业氮肥施用^{[1, 2]}, 大量氮素随沉降过程进入陆地表面, 破坏了生态系统的元素平衡.森林地表土壤作为陆地生态系统重要组成部分, 是与大气圈连接的首要承接面, 受氮沉降影响显著.土壤中氮元素含量改变, 会作用至土壤物质循环过程, 从而导致土壤环境因子变化, 进而影响土壤酶活性^[3].土壤酶是土壤生化循环的主要参与者, 在土壤代谢过程中起到重要作用, 影响土壤内的物质交换转化和养分分解释放过程^[4].土壤酶为土壤生物化学过程直接参与者, 对土壤理化性质等环境因素的变化响应敏感.随着氮沉降水平的增加, 森林土壤性状和代谢活性呈现不同特征, 酶活性发生改变.研究氮沉降背景下森林土壤酶活性的动态及其与环境因子的相关性, 有助于进一步理解氮沉降下森林土壤生化过程与生境相互作用机制, 旨在为全球气候变化中森林生态系统的保护、恢复和科学管理提供数据支撑.

目前, 国内外学者以热带雨林、常绿阔叶林、落叶阔叶林和针叶林等不同类型森林土壤为对象, 针对土壤酶对氮沉降的响应进行了广泛地研究.结果表明各类酶活性在不同水平氮沉降下差异性显著, 适量氮添加会使部分酶活性显著升高, 而高氮处理会对酶活性产生抑制作用^[5~8]; 部分酶活性对氮添加无显著响应^[9].控制试验中施氮水平、试验周期以及气候、森林植被类型的不同导致酶活性对氮添加响应表现出分异特征.我国现有研究集中于季风气候区的森林, 对地处内陆干旱区的森林生态系统涉及相对较少.天山山麓是全球干旱半干旱地区最大的山系, 在维护生物多样性、涵养水源、保育土壤等方面发挥着无以取代的功用^[10].天山森林带属北方温带针叶林, 雪岭云杉系当地优势种, 在天山山系分布广泛^[11].由于干旱区城市化进程加快, 大气活性氮随降水影响天山北坡雪岭云杉林, 进而作用于土壤系统.本文以天山北麓中山带雪岭云杉森林土壤为研究对象, 采用氮沉降梯度法开展施氮试验, 在分析土壤酶活性与土壤环境因子差异性特征的基础上, 结合冗余分析探讨土壤酶活性与土壤环境因子的相关关系, 通过揭示天山雪岭云杉林土壤酶活性及土壤环境因子对氮沉降的响应特征, 以期为深入研究全球变化背景下干旱区山地森林土壤生态学过程提供理论参考, 并为森林生态系统资源保护与森林生态存续发展管理提供小尺度数据和科学依据.

研究区位于新疆维吾尔自治区天山山脉北麓中山带甘沟乡菊花台附近的雪岭云杉林林区(43°47′N, 87°18′E), 距乌鲁木齐市约56 km, 海拔2 000~2 400 m.研究区气候为温带大陆性气候, 不同季节温差较大, 年平均气温约为0~4℃, 年降水较少且季节差异大, 年降水量约176 mm.土壤类型为弱酸性的灰褐色森林土.天山山地的主要森林类型为北方温带针叶林, 雪岭云杉林(Picea schrenkiana)是研究区山地中高海拔背阴坡的优势种.

本试验在天山北坡甘沟乡菊花台附近选取未经破坏的雪岭云杉纯林林地, 采用完全随机区组设计, 选择同一海拔高度、坡向坡度相似、土壤性质均一的区域, 设置4个样区, 每个样区在林窗间隙设置3个2 m×2 m样方, 共计12个样方.通过人工外源氮输入模拟氮沉降量, 以尿素为氮源, 于2017年10月至2018年9月进行为期1 a的控制试验, 每隔2月进行1次施氮处理.设置了4个不同处理水平(以N计), 即：对照CK[N₀, 0 kg·(hm²·a)^-1]、低氮处理LN[N₀, 5 kg·(hm²·a)^-1]、中氮处理MN[N₀, 10 kg·(hm²·a)^-1]和高氮处理HN[N₀, 20 kg·(hm²·a)^-1], 每个处理有3次重复.将各处理所需尿素分别溶解于500 mL的去离子水中, 通过喷雾器对样方地表进行均匀喷洒, 并在对照组中喷洒等体积的水.

于2018年10月采集土样, 在样方内按五点四分法取样, 采集样点0~20 cm表层土壤样本, 清除土壤植物凋落物残体、根系及石块带回实验室.将土样风干后分成两部分, 一部分过2 mm土壤筛装入自封袋中放到低温冰箱中保存, 在测定前进行2 d放置避光的室温中进行解冻, 然后迅速完成土壤酶活性测定.另一部分磨碎过0.15 mm筛放入自封袋中备用, 后续用来进行土壤环境因子测定.

本研究所分析的土壤酶活性指标包括土壤过氧化氢酶、土壤脱氢酶等土壤氧化还原酶, 以及土壤酸性磷酸酶、土壤脲酶、土壤蛋白酶、土壤蔗糖酶和土壤纤维素酶等土壤水解酶.测试方法分别为：土壤过氧化氢酶采用高锰酸钾滴定法测定; 土壤脱氢酶采用TTC-还原法测定; 土壤酸性磷酸酶采用3, 5-二硝基水杨酸比色法测定; 土壤脲酶采用苯酚钠-次氯酸钠比色法测定; 土壤蛋白酶采用茚三酮方法测定; 土壤蔗糖酶采用3, 5-二硝基水杨酸比色法测定; 土壤纤维素酶采用磷酸苯二钠比色法测定^[12].分析的土壤理化指标包括土壤含水量、土壤pH值、土壤电导率值、土壤有机碳、土壤全氮、土壤铵态氮和土壤全磷.测试方法分别为：土壤含水量采用烘干称重法测定; 土壤pH值采用电位法测定; 土壤有机碳测定采用重铬酸钾外加热氧化法测定; 土壤全氮采用半微量凯氏法测定; 土壤全磷采用HClO₄-H₂SO₄钼锑抗比色法测定; 土壤铵态氮采用浸提-靛酚蓝比色法测定^[13].

所得数据采用Excel 2010进行初步的数理统计分析, 分别计算平均值(n=3)和标准差(SD)等.利用SPSS 23.0软件中的方差分析, 进行齐性检验, 当P>0.05时, 选择LSD方法, 反之, 选择Tamhane方法, 检验不同水平外源氮添加下土壤因子的差异性(α=0.05).采用排序方法及Pearson分析法研究土壤酶活性与土壤环境因子的相关性.运用Canoco4.5软件对土壤酶活性进行除趋势对应分析(DCA), 得出排序轴梯度长度(LGA), 在排序轴梯度长度小于3时, 采用线性模型; 其长度大于4时, 采用单峰模型; 当其长度介于3和4之间时, 采用线性模型或单峰模型均适宜.在本研究中, 计算得出排序轴梯度其长度最大值为0.173, 且四轴排序轴梯度长度均小于3, 故本研究选择冗余分析(redundancy analysis, RDA).

不同外源氮浓度添加下新疆天山雪岭云杉土壤酶活性变化如图 1所示.氧化还原酶中, 土壤过氧化氢酶可以反映土壤微生物过程的强度大小, 在低氮(LN)处理时达到最大值2.80 mL·g^-1, 在高氮(HN)处理下为最小值2.71 mL·g^-1, 且低氮(LN)处理下土壤过氧化氢酶活性显著高于高氮(HN)处理; 土壤脱氢酶可酶促脱氢反应, 在土壤化学反应中作为氢元素的供体, 其响应规律与土壤过氧化氢酶一致, 最大值为0.19 mg·g^-1, 且低氮(LN)处理与对照(CK)处理有显著差异, 主要规律为LN>CK>HN>MN.水解酶中, 土壤酸性磷酸酶能酶促有机磷化合物的水解, 表征土壤磷素状况, 在中氮(MN)处理下达到最大值5.12 mg·g^-1, 在中氮(MN)处理时显著区别于高氮(HN)处理; 土壤脲酶活性可表征土壤氮素状况, 低氮(LN)处理显著高于高氮(HN)处理; 土壤蛋白酶活性表征土壤中存在的蛋白质、氨基酸等转化速率, 低氮(LN)处理下酶活性显著高于照(CK)处理达到最大值1.49 μg·g^-1, 酶活性表现为LN>CK>MN>HN; 土壤蔗糖酶活性反映土壤中微生物活性强度, 在低氮(LN)处理时达到最大值1.53 mL·g^-1显著高于高氮(HN)处理; 土壤纤维素酶作为碳循环相关酶, 在低氮(LN)处理时显著高于中氮(MN)处理与对照(CK)处理, 最大值出现在低氮(LN)处理, 为1.10 mL·g^-1.综上, 在低氮(LN)处理或中氮(MN)处理下土壤酶活性达到最大值, 土壤酶活性呈现随外源氮浓度升高而先增加后减小的倒U型规律.

图 1

Fig. 1

不同小写字母表示不同水平外源氮添加下酶活性有显著性差异(P < 0.05), 相同小写字母表示不同水平外源氮添加下酶活性无显著性差异(P>0.05) 图 1 不同梯度外源氮添加下的新疆天山雪岭云杉土壤中酶活性进行单因素方差分析 Fig. 1 One-way ANOVA of enzyme activity in the soil of Picea schrenkiana forests under different exogenous nitrogen addition gradients

不同外源氮浓度添加下新疆天山雪岭云杉土壤环境因子变化如图 2所示.土壤环境因子变化会导致土壤酶活性改变.试验显示, 土壤含水量、土壤碳氮比和土壤氮磷比在外源氮添加前后无显著差异, 最高值分别为36.96%、13.23和21.60;土壤pH值随施氮浓度升高呈现下降趋势, CK>LN>MN>HN, 说明施氮可能会导致土壤酸化; 土壤电导率在低氮(LN)处理下达到最大值0.23 mS·cm^-1, 显著高于对照(CK)处理; 土壤有机碳对外源氮添加响应与土壤电导率相同, 于低氮(LN)处理下达到最大值153.16 g·kg^-1, 显著高于对照(CK)处理及高氮(HN)处理; 土壤铵态氮在外源氮添加后含量显著高于对照(CK)处理, 在中氮(MN)处理下达到最大值5.03 g·kg^-1; 土壤全磷在中氮(MN)处理下为0.77 g·kg^-1, 显著高于对照(CK)处理、低氮(LN)处理和高氮(HN)处理.除土壤含水量、土壤全氮、土壤C/N和土壤N/P, 其余土壤环境因子均对外界外源氮添加产生响应, 最大值产生在低氮(LN)处理和中氮(MN)处理.

图 2

Fig. 2

不同小写字母表示不同水平外源氮添加下环境因子有显著性差异(P < 0.05), 相同小写字母表示不同水平外源氮添加下环境因子无显著性差异(P>0.05) 图 2 对不同梯度外源氮添加下的新疆天山雪岭云杉土壤中环境因子进行单因素方差分析 Fig. 2 One-way ANOVA of environmental factors and enzyme variance in the soil of Picea schrenkiana forests under different gradients of exogenous nitrogen

对不同梯度外源氮添加下新疆天山雪岭云杉土壤酶活性与理化因子间进行Pearson相关分析, 结果如表 1所示.其中, 土壤pH值、土壤电导率、土壤全氮及土壤N/P与土壤酶均无显著相关性.而土壤含水量与土壤蔗糖酶及土壤纤维素酶呈显著正相关.土壤有机碳与土壤蛋白酶及土壤酸性磷酸酶呈现极显著正相关, 其中相关性表现为土壤酸性磷酸酶>土壤蛋白酶.此外, 土壤铵态氮与土壤脲酶呈现显著相关, 土壤全磷与土壤纤维素酶呈现显著相关, 土壤C/N与土壤蛋白酶呈现显著负相关性.

表 1 (Table 1)

表 1 土壤酶活性与环境因子的相关性分析1) Table 1 Correlation analysis of soil enzyme activity and environmental factors 项目 过氧化氢酶 酸性磷酸酶 脲酶 蛋白酶 蔗糖酶 纤维素酶 脱氢酶 含水量(SWC) -0.023 0.026 0.233 0.453 0.655* 0.640* 0.383 pH -0.222 0.34 0.223 0.222 0.506 0.363 -0.212 电导率(EC) 0.082 0.233 0.069 0.223 -0.268 -0.125 -0.474 有机碳(SOC) -0.514 0.816** 0.468 0.724** 0.47 0.356 0.424 铵态氮(NH3-N) 0.219 0.277 0.706* 0.237 -0.095 -0.241 0.236 全氮(TN) -0.192 0.102 0.047 0.26 -0.019 0.074 0.51 全磷(TP) 0.003 0.061 0.347 0.56 0.478 0.579* 0.141 C/N 0.051 -0.205 -0.304 -0.611* -0.324 -0.471 0.116 N/P -0.085 -0.232 -0.369 0.075 0.361 0.504 -0.089 1)*表示在0.05水平(双侧)上显著相关; **表示在0.01水平(双侧)上极显著相关

表 1 土壤酶活性与环境因子的相关性分析1) Table 1 Correlation analysis of soil enzyme activity and environmental factors

对酶活性及土壤环境因子进行变异膨胀因子筛选, 即对所有环境因子进行共线性分析, 剔除共线性因子使因子间不存在线性相关关系.当膨胀系数大于20%时, 剔除膨胀系数最大的数据, 即土壤N/P; 后对8个土壤环境因子进行多元直接梯度分析(RDA), 计算得出土壤酶活性的特征值表(表 2).土壤酶活性特征值在第Ⅰ轴为0.351, 在第Ⅱ轴为0.203;第Ⅰ轴与第Ⅱ轴土壤酶活性特征值累计相加高达90.5%, 第Ⅰ轴与第Ⅱ轴酶活性与土壤环境因子关系累计特征值亦达到73.8%, 由此可知第Ⅰ轴和第Ⅱ轴能够很好地解释新疆天山雪岭云杉土壤酶活性和土壤环境因子的关系, 且主要由第Ⅰ轴决定.

表 2 (Table 2)

表 2 土壤酶活性的特征值冗余分析 Table 2 RDA of the eigenvalues of enzyme activity 项目 第Ⅰ轴 第Ⅱ轴 第Ⅲ轴 第Ⅳ轴 酶活性特征值 0.351 0.203 0.131 0.063 酶活性与土壤环境因子相关性 0.860 0.895 0.920 0.760 酶活性累计特征值 0.351 0.554 0.686 0.749 酶活性-土壤环境因子关系累计特征值 0.468 0.738 0.914 0.997 典范特征值 0.751 总特征值 1.000

表 2 土壤酶活性的特征值冗余分析 Table 2 RDA of the eigenvalues of enzyme activity

土壤环境因子与排序轴的相关关系如表 3所示.土壤有机碳(SOC)与第Ⅰ轴呈正相关关系, 相关系数达0.669 7, 说明第Ⅰ轴主要反映了土壤有机碳的影响; 土壤电导率值(EC)与第Ⅱ轴的相关性最大, 为0.623 1, 且呈正相关关系, 说明第Ⅱ轴是反映土壤盐度为主的影响; 土壤全磷(TP)与第Ⅲ轴呈最大正相关关系, 相关系数达0.741 3, 主要反映与土壤磷素有关的影响; 第Ⅳ轴与8个土壤环境因子的相关系数均较小.

表 3 (Table 3)

表 3 土壤环境因子与排序轴的相关关系 Table 3 Correlation of environmental factors indicators of the axes 土壤环境因子 第Ⅰ轴 第Ⅱ轴 第Ⅲ轴 第Ⅳ轴 土壤含水量(SWC) 0.216 3 -0.320 4 -0.075 3 -0.394 5 土壤pH 0.139 9 0.430 6 0.132 6 -0.495 9 土壤电导率(EC) 0.072 2 0.623 1 0.082 5 0.126 1 土壤有机碳(SOC) 0.669 7 0.014 0 0.538 9 -0.037 8 土壤全磷(TP) 0.003 5 -0.092 7 0.741 3 0.272 0 土壤铵态氮(NH3-N) 0.301 6 -0.474 7 0.099 4 0.273 7 土壤全氮(TN) 0.239 1 -0.019 0 0.057 3 -0.315 1 土壤C/N -0.275 2 -0.317 5 -0.068 4 0.256 5

表 3 土壤环境因子与排序轴的相关关系 Table 3 Correlation of environmental factors indicators of the axes

进一步得到新疆天山雪岭云杉土壤酶活性和土壤环境因子相关关系的冗余分析排序图(图 3).新疆天山雪岭云杉林下土壤酶用蓝色箭头连线表示, 土壤环境因子用红色箭头连线表示^[12].从图 3可以看出, 土壤有机碳(SOC)、土壤电导率(EC)和土壤铵态氮(NH₃-N)的箭头连线最长, 可知土壤碳氮含量及土壤盐分变化均对土壤酶活性起到很好地解释：土壤全氮和土壤有机碳与土壤过氧化氢酶及土壤酸性磷酸酶呈反比, 与新疆天山雪岭云杉林下其余酶类呈正比, 其中和土壤脲酶的相关性最大; 土壤含水量(SWC)及土壤铵态氮(NH₃-N)与土壤蔗糖酶呈反比, 与其他土壤酶呈正比; 土壤全磷(TP)与土壤蛋白酶呈正比, 与土壤蔗糖酶呈反比; 土壤电导率与土壤pH值及土壤蛋白酶呈反比.

图 3

Fig. 3

S_CAT：土壤过氧化氢; S_DHA：土壤脱氢酶; S_ACP：土壤酸性磷酸酶; S_UE：土壤脲酶; S_PR：土壤蛋白酶; S_SC：土壤蔗糖酶; S_CL：土壤纤维素酶 图 3 新疆天山雪岭云杉土壤酶活性与土壤环境因子关系的冗余分析排序图 Fig. 3 Biplot of the first two axes of the RDA for the environmental factors associated with the enzyme activity of Picea schrenkiana

综上, 可以看出土壤环境因子对新疆天山雪岭云杉土壤酶活性的影响存在差异.利用蒙特卡洛检验对8个土壤环境因子进行处理, 得到土壤环境因子的重要性排序, 如表 4所示.土壤环境因子对土壤酶活性的重要性由高到低排列为土壤有机碳、土壤铵态氮、土壤电导率、土壤全磷、土壤pH、土壤C/N、土壤含水量和土壤全氮, 其中土壤有机碳对新疆天山雪岭云杉土壤酶活性影响显著(P=0.02 < 0.05), 说明土壤有机碳是影响土壤酶活性的最关键的因子; 其余土壤环境因子对新疆天山雪岭云杉土壤酶活性影响均未达到显著(P>0.05).

表 4 (Table 4)

表 4 土壤环境因子解释的重要性排序和显著性检验结果 Table 4 Importance and significance level of the environmental factors 土壤环境因子 重要性排序 F P 土壤有机碳(SOC) 1 3.485 0.020 土壤铵态氮(NH3-N) 2 1.239 0.302 土壤电导率(EC) 3 1.158 0.302 土壤全磷(TP) 4 1.057 0.362 土壤pH 5 0.940 0.472 土壤C/N 6 0.750 0.616 土壤含水量(SWC) 7 0.708 0.604 土壤全氮(TN) 8 0.405 0.818

表 4 土壤环境因子解释的重要性排序和显著性检验结果 Table 4 Importance and significance level of the environmental factors

土壤酶活性受氮沉降影响, 新疆雪岭云杉林下土壤酶活性在为期1 a的外源氮添加试验中对不同浓度氮添加产生显著响应.本研究中, 土壤酶活性大部分都在外源氮添加过程中呈现先上升后降低趋势, 说明土壤酶活性对于外源氮添加的响应具有阈值.

氧化还原酶中, 过氧化氢酶在一定程度上反映了土壤腐殖质化、有机质化、土壤微生物过程的强度和速度, 土壤脱氢酶可酶促脱氢反应, 在土壤化学反应中作为氢源, 反映土壤微生物生化反应的整体活性.通过试验发现适当氮沉降可提高两种土壤酶的活性, 但高氮沉降条件下, 会对其产生抑制作用, 这与袁颖红等的研究结果相同^[14].

水解酶中, 土壤有机磷的分解转化过程受土壤磷酸酶活性的直接调控, 且其会影响土壤有机磷的生物活性^[15].本研究中, 中氮(MN)处理对表层20 cm深度内的土壤中酸性磷酸酶活性有促进作用, 而高氮(HN)处理使土壤中酸性磷酸酶活性降低, 这与周晓兵等试验结果相似^[16].但也有研究表明, 氮添加能够使土壤磷酸酶的活性升高^[17].高外源氮添加下, 高浓度氮盐毒害土壤内微生物群落, 其导致的功能改变或活性降低可能是土壤酸性磷酸酶活性下降的主要原因^[15].土壤脲酶对土壤中氮素循环有重要作用, 作为土壤中最活跃的水解酶之一, 它可以加快土壤惰性有机氮向土壤活性有效氮的转变, 在提高氮素的利用率方面和促进土壤氮元素循环中具有重要意义^[18].本研究中, 外源氮添加处理对土壤脲酶影响具有一定差异性, 低氮处理下促进了土壤脲酶的活性, 加速了有机氮的矿化, 且其土壤脲酶含量显著高于高氮处理.这可能是因为植物和微生物可以直接在施用的氮肥中使用铵离子, 当氮输入达到一定水平时, 土壤生物不需要分泌更多的脲酶来矿化更多的有机物以满足其营养需求, 这与于济通等^[19]的研究结果相一致.土壤蛋白酶活性可用于表征土壤中存在的蛋白质的转化速率, 适当氮添加增加土壤蛋白酶活性, 但却在高氮时抑制蛋白酶活性, 这有可能与土壤酶活性降低由土壤酸化导致有关.土壤蔗糖酶是土壤碳循环过程中的一种关键酶, 其作为直接参与有机质分解代谢的酶, 能为土壤生物体的生产生活提供能量.但本研究结果显示氮沉降增加对表层土壤中蔗糖酶活性的作用不强, 这主要与短期内氮添加对表层土壤碳库未能产生显著影响有密切关系^[15].土壤纤维素酶作为碳循环相关酶, 可以将纤维素分解成寡糖的蛋白质.土壤纤维素酶活性在低氮(LN)添加时显著上升, 在中(MN)、高(HN)氮添加时降低, 可能由于高氮(HN)处理下, 多酚氧化酶(PPO)活性受到抑制导致木质素无法彻底分解, 使土壤可利用碳源减少, 供体的减少导致纤维素酶活性降低^[20].

氮沉降也对其他土壤环境因子产生了影响.在本研究不同浓度氮添加的过程中, 新疆雪岭云杉林下土壤环境因子除含水量外均对试验各水平氮素产生了不同程度的响应.

前人研究表明, 外源氮元素或阳离子的输入会导致土壤中有机酸富集, 进而引起土壤酸化现象, 迫使土壤中的细菌等微生物群落和凋落物分解速率发生改变.试验结果显示, 土壤pH值随分解时间呈下降趋势, 研究区土壤中氮素含量本身偏高, 多余的外源氮输入将会增加植物对铵根离子的吸收量, 同时铵根离子的硝化与淋溶作用皆会导致土壤酸化发生.伴随施氮浓度的增高, 土壤电导率也随之升高.EC值与土壤全盐含量显著相关, 施氮使土壤内可溶阴阳离子增加, 导致EC值出现升高.

随外源氮输入量的增加, 雪岭云杉林土壤有机碳含量呈现为先增加后减少.适量氮添加对表层的土壤有机碳含量增加有明显促进作用, 而高氮添加的促进作用并不明显, 表明土壤有机碳对氮添加的响应可能存在饱和点, 并非线性规律^[21], 氮添加下土壤有机碳溶出作用发生变化.祁瑜等^[21]的研究发现, 森林土壤中的有机碳的溶解性随施氮水平增加而增加, 当氮元素输入过量时, 轻组分有机碳容易溶出被丢失, 导致有机碳含量下降.全氮含量在氮施后先升高后降低, 其原因是过量的氮输入会导致生态系统富氮, 大量的NH₄⁺会造成氮素淋失和氮含量下降, 这与Ye等^[22]的研究结果一致.土壤铵态氮在施氮后显著升高, 是本试验选择氮源为尿素所致.土壤全磷含量表现为中氮处理(MN)增加而高氮处理(HN)降低.土壤酸化在一定程度增加土壤中磷的溶解性, 使得土壤中磷含量增加, 低于一定浓度的土壤氮添加可以直接增加土壤有效氮和全氮含量, 在土壤全磷含量减少的同时反而会提高土壤有效磷含量, 这与已有的研究结果相同^{[23, 24]}.

本研究对土壤酶活性与土壤环境因子进行冗余分析, 发现在土壤中添加外源氮背景下, 影响土壤酶活性的重要因子为土壤有机碳和土壤铵态氮.土壤碳、氮元素是土壤肥力的物质基础, 在适宜的施氮条件下, 伴随碳、氮含量增加, 土壤酶积极参与养分转化与分解过程.本研究结果表明, 土壤有机碳是影响土壤酶活性的主要因子之一, 且与土壤酶活性呈极显著正相关关系, 这与国内外针对土壤酶与有机碳相关性研究的结果较为一致.孙宇等^[25]针对华西雨屏区湿性常绿阔叶次生林的氮添加试验中土壤有机碳与酶活性的关系也呈现显著的正相关.有机物质会改变土壤的通透性和团粒结构, 提高缓冲作用和持水力, 成为各种酶的重要载体^[26]; 土壤酶也会反过来影响土壤有机碳转化, 如通过酶促作用增加土壤中养分元素的溶出、激活或抑制土壤微生物活性等.

氮素有助于增加植物地上、地下生物量, 促进根际微生物生长, 酶活性增强.闵伟等^[27]和Burke等^[28]的研究也表明, 土壤氮素与土壤酶活性呈现正相关关系.本研究中, 土壤铵态氮与土壤酶活性密切相关.由于试验过程中选用的施肥试剂为尿素, 属铵态氮肥, 土壤铵态氮对酶活性的影响可能取决于底物的可用性.添加无机氮后, 微生物可能会分配资源以形成获取土壤养分的酶, 进而导致土壤铵态氮的驱动作用增强.

土壤水分在酶促反应中可改变土壤环境的氧气条件并对微生物活性产生影响.本研究中土壤含水量与酶活性的相关性不显著, 这主要与不同施氮条件下样地的土壤水分背景值较为一致有关.控制试验过程中, 各样点所施加水量相同, 土壤含水量本身并不存在显著性差异.

土壤酶活性受土壤碳氮磷资源的有效性的调控.C/N比升高时, 微生物因氮源不足而生长缓慢, 碳源消耗也相对较慢, 导致能量代谢水平增长, 而与能量代谢相关的酶活性上升.

(1) 土壤酶活性均随施氮量增加表现出先上升后降低的趋势, 除土壤酸性磷酸酶外, 其余均在低氮处理下达到最大值.

(2) 外源氮添加导致土壤pH值降低, 低氮或中氮处理后土壤电导率、土壤有机碳、土壤全氮、土壤铵态氮、土壤全磷和土壤C/N含量升高, 土壤N/P呈现不规律下降.

(3) 土壤酶及其与土壤环境因子相关性分析结果显示, 土壤含水量、土壤有机碳、土壤铵态氮、土壤全磷和土壤C/N均与土壤酶呈显著相关性, 其中仅土壤C/N与土壤酶活性呈显著负相关, 其余各项环境因子与土壤酶均呈显著正相关; 土壤pH值及土壤N/P与土壤酶活性无显著相关性.新疆天山雪岭云杉在施氮背景下, 影响土壤酶活性的重要因子为土壤有机碳和土壤铵态氮.