Effects of straw mulching and organic fertilizer on the stoichiometry of soil extracellular enzymes in eroded slope farmland
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摘要:目的
土壤胞外酶化学计量特征能够反映养分的有效性和限制性，探究侵蚀生境有机物料添加对耕地土壤酶活性特征的影响，从微生物作用机制认识坡耕地的退化诱因。
方法研究在我国西南紫色土丘陵区坡耕地观测径流小区进行，试验已进行了8年。设置4个保护性措施处理：无秸秆覆盖无有机肥添加对照 (CK)、有机肥替代20%化肥氮 (OM)、秸秆覆盖替代20%化肥氮 (SW)、秸秆覆盖+有机肥替代20%化肥氮 (OMSW)。采集侵蚀区和沉积区0—20 cm耕层土样，测定土壤胞外酶活性和颗粒组成及土壤不同形态C、N、P含量，分析土壤胞外酶化学计量特征、土壤养分化学计量比和土壤可蚀性因子的关联性。
结果坡耕地各处理沉积区土壤β-葡萄糖苷酶 (BG)、乙酰氨基葡萄糖苷酶 (NAG)、亮氨酸氨基肽酶 (LAP)、碱性磷酸酶 (AKP) 活性分别显著高于侵蚀区52.31%、50.60%、16.97%、13.11%。土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.79∶1.13，偏离1∶1∶1，4种处理的土壤酶活性表现为SW>OMSW>CK>OM。4种处理矢量角度均表现为侵蚀区>沉积区 (P<0.05)，矢量长度表现为侵蚀区<沉积区 (P<0.05)。4种处理的矢量角度均大于45°，同时4个处理的矢量长度均在1∶1线上方，坡耕地总体受磷限制(养分限制)和碳限制(能量限制)。
结论坡耕地侵蚀加速了土壤碳、氮、磷的周转速率，各处理沉积区土壤BG、NAG、LAP、AKP活性显著高于侵蚀区。坡耕地总体受养分限制(磷限制)和能量限制(碳限制)，土壤胞外酶活性计量比偏离1∶1∶1，侵蚀区受养分限制较重，而沉积区受能量限制较重，侵蚀−沉积作用促使坡耕地土壤由磷限制转变为碳限制。秸秆覆盖并添施有机肥可以缓解土壤胞外酶活性化学计量失衡，其中秸秆覆盖可以显著增加土壤酶活性，缓解土壤磷限制，促进土壤养分循环。
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关键词:
- 紫色土 /
- 土壤侵蚀 /
- 土壤酶活性 /
- 土壤胞外酶活性计量比 /
- 养分限制
Abstract:ObjectivesSoil extracellular enzyme stoichiometry reflects nutrient availability and nutrient limitation. We explored the effect of organic materials on the characteristics of soil enzyme activity to understand soil nutrient migration and transformation in cultivated land affected by erosion.
MethodsThe experiment was based on a 8-year runoff observation experiment in Southwest China. The four treatments on the field were no straw and organic fertilizer control (CK), 20% nitrogen substituted by organic fertilizer (OM), 20% nitrogen substituted by straw (SW), 20% nitrogen substituted by straw and organic fertilizer (OMSW). Soil samples were collected from 0−20 cm plough layer in erosion and deposition section of each treatment, respectively. Soil enzyme activity, particle composition, and content of C, N and P were measured. The stoichiometric characteristics of soil extracellular enzyme activity, and correlation of soil nutrient stoichiometric ratio and soil erodibility factors were analyzed.
ResultsThe activities of soil β-glucosidase (BG), β-glucosaminnidase (NAG), L-leucine aminopeptidase (LAP) and phosphatase (AKP) in the deposition section of each treatment were 52.31%, 50.60%, 16.97% and 13.11% higher than those in the erosion section, respectively. The soil extracellular enzyme activity ratio was 1∶0.79∶1.13. The soil enzyme activities of the four treatments were SW>OMSW>CK>OM. The vector angles of the four treatments were all represented as erosion area>deposition area (P<0.05), and the vector length was represented as erosion area<deposition area (P<0.05). All the vector angles of the four treatments were greater than 45°, and the vector lengths were above the 1∶1 line. The sloping farmland was generally limited by P (nutrient) and energy (carbon).
ConclusionsErosion accelerated the turnover rate of soil carbon, nitrogen and phosphorus in the sloping farmland. The activity of soil extracellular enzymes was significantly higher in deposition section than that in eroded section. The sloping farmland was generally nutrient-limited (P-limited) and energy-limited (C-limited), and the soil extracellular enzyme activity ratio deviated from 1∶1∶1. The nutrient limitation (P-limited) was more serious in erosion section while the power limitation (C-limited) was more serious in the deposition section. Straw mulch with organic fertilizer can alleviate the stoichiometric imbalance of soil extracellular enzyme activities, while straw mulching can significantly increase soil enzyme activity, alleviate soil phosphorus limitation, and promote soil nutrient cycling.
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土壤胞外酶化学计量特征 (extracellular ecoenzymatic stoichiometry，EES)是量化胞外酶活性的重要指标，它不仅反映了养分和能量对微生物新陈代谢的限制，也反映了微生物利用营养物质的能力，表明物质和能量分配的变化如何改变相应的养分需求[1-2]。Sinsabaugh等[1]提出了酶活性化学计量的概念，用ln(BG)、ln(NAG+LAP)、ln(AKP)比值表征微生物对C、N、P元素的需求状况。在全球尺度上，土壤胞外酶活性计量比，即ln(BG)∶ln(NAG+LAP)∶ln(AKP)约为1∶1∶1，代表了碳、氮、磷获取酶活性的计量稳态。土壤胞外酶活性是有机物降解的限速因素，土壤侵蚀、耕作活动等干扰引起的土壤生物地球化学特征变化可能对土壤酶活性及其化学计量比产生重要影响[3]。土壤胞外酶活性随土壤侵蚀程度不同有很大差异，Khalili-Rad等[4]研究结果表明，较低坡位沉积区通常土壤微生物种群更多，从而能提供更多的碳等营养成分，存在更大的微生物生物量和活性。已有研究结果显示，川中丘陵区侵蚀造成的陡坡地侵蚀区土壤脲酶、土壤碱性磷酸酶与土壤蔗糖酶活性最低[5]，而坡底沉积部位的土壤酶活性最高。因此，土壤胞外酶活性计量比可作为上述途径的外在表征，从另一个角度揭示微生物在侵蚀驱动下的元素限制状况。
坡耕地水蚀过程是碳和氮磷养分等关键生源要素迁移转化的主要驱动力和载体。侵蚀对碳、氮、磷有一定的选择性迁移，已有研究将富集归因于径流对土表富含养分的有机质和粘粒的选择性搬运[6]。土壤剥蚀、迁移和沉积过程会改变陆地碳和氮磷养分的大小和空间分布[7]。除了侵蚀等物理机制外，微生物是碳氮等生源要素迁移转化的引擎，水蚀作用使得微生物的功能特征受到干扰，从而又反过来影响碳氮的转化迁移和耦合[7]。但是，水蚀过程是否会驱动胞外酶活性的变化，这种变化跟侵蚀沉积部位底物的再分布是否存在互馈关系，目前并不清晰。
鉴于坡耕地是西南地区重要的土地利用类型，并且受到侵蚀的威胁，生态系统稳定性较差，秸秆覆盖以及添加有机肥被认为是西南紫色土区坡耕地抗侵蚀的一种重要方法。韩明钊等[8]的研究发现，添加有机物料后土壤团聚体稳定性提升效果表现为沉积区优于侵蚀区，并且秸秆的修复效果最好。 已有研究表明单独添加秸秆诱发土壤养分限制，N和P养分获取酶活性分别显著提高3.1和3.5倍，碳氮磷获取的相关酶近同步增长[9]。尽管添加有机肥和秸秆对土壤化学计量特性的影响以及微生物代谢限制[10]的研究已被报道，但关于这些生态过程之间联系的信息报道仍然很少，紫色土坡耕地土壤胞外酶化学计量学是否可以反映微生物资源的限制性和底物质量，特别是侵蚀生境有机物料添加对西南紫色土坡耕地土壤的酶活性特征是否有显著影响，这对于改进侵蚀环境中土壤微生物驱动的养分循环动力学研究至关重要。
本研究以西南紫色土区8年的长期定位试验坡耕地为对象，研究秸秆覆盖和有机肥添加对坡耕地不同坡位土壤酶活性、不同赋存形态碳、氮、磷含量和土壤可蚀性参数的影响，分析侵蚀−沉积区土壤酶活性及其计量比特征，揭示土壤胞外酶对土壤侵蚀过程及其保护性措施的响应机制，分析不同保护性措施对侵蚀导致的土壤胞外酶活性计量比失衡的缓解作用，为阐明坡耕地退化诱因及其作用机制提供科技支撑。
1. 材料与方法
1.1 研究区概况
坡耕地长期定位试验位于四川省仓山县 (30°05′27″N，104°34′16″E) ，该地区属亚热带季风气候，年平均气温为16.7℃，年平均降水量为700～900 mm。全年降水量分布不均，全年降水量的80%出现在5月至10月，暴雨导致当地坡耕地严重的土壤侵蚀和养分流失。流域以紫色土为主，成土母质是页岩，土壤中的粘土矿物包括水云母、蒙脱石和绿泥石。主要种植制度是冬小麦–夏玉米轮作。耕层土壤有机质为12.00 g/kg，全氮为0.98 g/kg，全磷为0.75 g/kg，全钾为20.44 g/kg，耕层土壤容重为1.39 g/cm3。砂粒 (粒径 2～0.05 mm)、粉粒 (粒径 0.05～0.002 mm) 和粘粒 (粒径<0.002 mm)的平均含量分别约为21%、59%和20%。
1.2 研究方法
选择于2014年开始布设的坡耕地长期定位试验的4个处理作为研究对象，该地坡长为20 m，坡度在12°～15°，坡向为东偏北27°。在有机肥和秸秆等氮替代化肥的基础上，长期定位试验采用随机区组法布设的4个处理如下：1)不覆盖秸秆和无有机肥施用，每年正常施化肥N 150 kg/hm2、P2O5 60 kg/hm2、K2O 90 kg/hm2 (CK)；2)有机肥替代20%化肥氮 (OM)；3) 秸秆覆盖替代20%化肥氮 (SW)；4) 秸秆覆盖同时施用有机肥替代20%化肥氮，有机肥和秸秆占比50% (OMSW)，各处理设置3个重复。前茬作物冬小麦收获后的秸秆覆盖于玉米种植带，玉米收获后的秸秆覆盖于小麦行间。有机肥、小麦秸秆和玉米秸秆的年施用量分别为1035 kg/hm2 (OM) 、3710 kg/hm2 (SW)，4900 kg/hm2 (SW)。20%氮肥和全部磷、钾肥及有机肥作为基肥。播种后，将小麦秸秆均匀地覆在土壤表面。剩余的30%和50%氮肥根据作物生长需要分两次施用。氮、磷、钾肥分别采用尿素(N 46.0%)、过磷酸钙(P2O5 12.0%)、硫酸钾(K2O 52%)，其他管理措施与当地传统做法一致。试验所用有机肥为商品有机肥，含有机碳35.3%、N 2.9%、P 5.5%、K 2.2%；小麦秸秆含N 8.09 g/kg、P 0.42 g/kg、K 21.95 g/kg；玉米秸秆含N 9.60 g/kg、P 1.32 g/kg、K 22.33 g/kg。
为了避免收获对土壤的扰动，于2021年5月中旬，小麦收获前采集土样。在坡耕地坡面侵蚀区及沉积区各取0—20 cm表层土500 g，每个采样点3个重复。采集的土样立即带回实验室，分成两份。一份自然风干，研磨后，分别过2、1、0.25 mm筛后，用于土壤理化性质的测定；另一份在−20℃条件下冷藏，用于分析土壤酶活性。同时采集土壤环刀样(100 cm3)，采集的环刀样带回实验室后立即称重，此后在105℃烘箱内烘干至恒重，用于计算土壤容重与水分含量。另取500 g原状土带回实验室进行土壤水稳性团聚体的测定。
土壤酶活性的测定内容包括β-葡萄糖苷酶(BG)、乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)、亮氨酸氨基肽酶(LAP)和碱性磷酸酶(AKP)的活性。土壤胞外水解酶采用96孔黑色微孔板荧光光度法测定(表1)[11]。
表 1 土壤胞外酶对应的缩写、功能和底物Table 1. Abbreviations, functions and corresponding substrates of soil extracellular enzymes酶名称
Enzyme缩写
Abbreviation功能
Function底物
Substrateβ-葡萄糖苷酶
β-glucosidaseBG 纤维素分解
Cellulose degradation4-甲基伞形酮-β-D-葡糖苷
4-MUB-β-D-glucoside乙酰氨基葡萄糖苷酶
β-glucosaminnidaseNAG 几丁质降解
Chitin degradation4-甲基伞形酮-N-乙酰氨基-β-D-吡喃葡萄糖苷
4-MUB-N-acetyl-β-D-glucosaminide亮氨酸氨基肽酶
L-leucine aminopeptidaseLAP 纤维素降解
Cellulose degradation亮氨酸-7-氨基-4-甲基香豆素
L-Leucine-T-amino-4-methylcoumarin碱性磷酸酶
PhosphataseAKP 有机磷的矿化
Organic P mineralization4-甲基伞形酮-磷酸盐
4-MUB-phosphate试验步骤：提前7天将土样从−20℃转移到4℃进行复苏，称取2.75 g新鲜土样加入91 mL Tris-Buffer (pH≈8，与土样pH相近)，置于200 r/min旋转式摇床 (25℃) 振荡2 h，均质化后取200 µL土壤悬浊液加入到96孔微孔板中，同时加入50 μL的10 mmol/L底物。包括样品对照 (50 μL Tris-Buffer+200 μL土壤悬浮液)、底物对照(50 μL底物+200 μL Tris-Buffer)、荧光标准液(50 μL荧光标准液+200 μL Tris-Buffer)。每个样品4个重复，置于25℃黑暗条件培养4 h后采用多功能酶标仪测定，激发波长为365 nm，吸收光波长为460 nm。土壤酶活性(以鲜土计)单位表示为nmol/(g·h)。
土壤有机碳、全氮、全磷、全钾、速效磷、速效钾、碱解氮和微生物碳氮含量均按照相关标准方法测定[12]，土壤团聚体采用yoder湿筛法[13]进行测定。
1.3 统计分析
本研究使用土壤胞外酶活性计量比计算的矢量长度(vector length，VL)和矢量角度(vector angle，VA)，来表征不同处理下土壤微生物的元素限制情况[14]。VL和VA的计算公式如下：
VL=SQRT(X2+Y2) (1) VA=Degrees[ATAN2(X,Y)] (2) 式中，X表示ln(BG)/ln(AKP)，Y表示ln(BG)/ln(NAG+LAP)，SQRT为开平方函数，Degree为弧度转角度函数，ATAN2为反正切函数。VL越长，表明微生物受能量(碳)限制的程度越高；VA大于45°表示微生物受磷限制，VA小于45°表示微生物受氮限制。
土壤可蚀性K因子表征土壤对侵蚀的抵抗力。K因子是根据土壤质地、有机碳含量等土壤特征确定的。计算可蚀性K因子的公式如下[15]：
K=[0.2+0.3×e−0.256×ms(1−msilt100)]×(msiltmC+msilt)0.3×[1−0.25×orgCorgC+e3.72−2.95×orgC]×[1−0.7×(1−mS10)(1−mS100)+e−5.51+2.95×(1−mS100)]×0.1317 (3) 其中，K是土壤可蚀性因子[t·h/(MJ·mm)]，mS、msilt和mC分别是砂粒、粉粒和粘粒的百分含量，orgC是土层的有机碳百分含量(%)。
数据经过Excel 2016软件处理后，使用SPSS 19.0软件进行统计分析。采用单因素方差分析检验侵蚀−沉积作用和土壤酶活性及其计量比是否受到显著影响，同时采用Duncan法检验组间差异的显著性(P<0.05为差异显著)，采用冗余分析(redundancy analysis，RDA)研究生物与非生物因素(微生物碳氮、土壤含水量、pH和土壤养分)、土壤酶活性及其计量比的相关性，明确坡耕地土壤酶活性变化的主要影响因子。使用Origin 8.0软件绘图。
2. 结果与分析
2.1 侵蚀坡耕地的土壤理化性质
表2显示，坡耕地土壤pH均较高(pH>8)，CK和SW沉积区的土壤pH均显著小于侵蚀区 (P<0.05)。沉积区土壤总有机碳(TOC)含量较侵蚀区高 (P<0.05)，且3种不同的施肥措施下土壤TOC含量相较CK都有不同程度的增加；SW沉积区TOC含量显著高于其他3个处理。NO3−-N、NH4+-N、土壤全氮(TN)、土壤有效磷(AP)、土壤全磷(TP)均表现为沉积区含量显著高于侵蚀区含量，并且3种施肥措施下的NO3−-N和NH4+-N含量均显著高于CK。侵蚀−沉积作用和秸秆覆盖添施有机肥改变了土壤的可蚀性K因子，可蚀性K因子在侵蚀区比沉积区低0.05 (P<0.05)，在侵蚀区，OM、SW和OMSW处理的土壤可蚀性K因子显著低于CK，在沉积区，OM、SW和OMSW处理与CK的可蚀性 K 因子差异不显著。
表 2 侵蚀坡耕地的土壤理化性质Table 2. Soil physicochemical properties of eroded sloping farmland处理
Treatment采样点
Sampling sitepH TOC
(g/kg)NO3−-N
(mg/kg)NH4+-N
(mg/kg)TN
(g/kg)AP
(mg/kg)TP
(g/kg)土壤可蚀性K因子
Soil erodibility K
[t·h/(MJ·mm)]CK 侵蚀区 Erosion section 8.42±0.04 Aa 12.92±1.01 Ba 11.59±0.04 Bb 9.31±1.01 Bab 1.49±0.66 Bc 11.31±0.32 Bd 0.72±0.11 Bc 0.33±0.008 Aa 沉积区 Deposition section 8.18±0.03 Ba 14.94±0.39 Ac 16.29±0.05 Ab 9.39±0.39 Aab 1.90±0.61 Ac 16.81±0.06 Ad 0.81±0.07 Ad 0.27±0.004 Bab OM 侵蚀区 Erosion section 8.11±0.12 Ab 13.23±0.06 Ba 19.32±0.01 Ba 10.22±0.31 Ba 1.62±0.31 Bb 13.23±0.06 Bc 0.84±0.07 Bb 0.32±0.001 Ab 沉积区 Deposition section 8.01±0.05 Aa 17.94±0.01 Ab 21.03±0.02 Aa 10.46±0.55 Aa 2.63±0.52 Ab 18.70±0.26 Ac 0.99±0.06 Ac 0.28±0.005 Ba SW 侵蚀区 Erosion section 8.29±0.03 Aab 13.12±0.01 Ba 18.68±0.05 Ba 10.27±0.31 Ba 1.67±0.71 Bb 19.25±0.26 Ba 0.81±0.13 Bb 0.31±0.002 Ac 沉积区 Deposition section 8.21±0.03 Ba 21.94±0.01 Aa 21.04±0.08 Aa 10.54±0.55 Aa 2.76±0.04 Aa 22.35±0.33 Ab 1.31±0.07 Aa 0.27±0.001 Bab OMSW 侵蚀区 Erosion section 8.15±0.03 Ab 14.10±0.01 Bb 17.95±0.80 Ba 10.32±0.80 Ba 1.73±0.18 Ba 18.10±0.06 Bb 0.94±0.10 Ba 0.32±0.004 Ab 沉积区 Deposition section 8.13±0.05 Aa 18.13±0.01 Ab 20.84±0.46 Aa 10.56±0.46 Aa 2.78±0.76 Aa 23.28±0.12 Aa 1.27±0.06 Ab 0.28±0.009 Ba 注：CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。TOC—土壤总有机碳；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮。同列数据后不同大写字母表示相同处理不同区域之间差异显著，同列数据后不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)。
Note: CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. TOC—Total organic C of soil; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil. Values followed by different capital letters in a column indicate significant difference between the two experimental sections under the same treatment, and different lowercase letters indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05).2.2 土壤酶活性及其化学计量特征
侵蚀−沉积作用和秸秆覆盖添施有机肥显著影响土壤BG、NAG、LAP和AKP等4种土壤酶活性(图1)。坡耕地沉积区BG、NAG、LAP和AKP显著高于侵蚀区，依次比侵蚀区高52.31%、50.60%、16.97%、13.11%。侵蚀−沉积作用对BG产生的影响最显著，沉积区BG活性约为侵蚀区BG活性的2倍。与对照相比，OM处理下BG、NAG、LAP和AKP4种土壤酶活性均降低；OMSW处理下土壤胞外酶活性增加，但不如单独施用秸秆(SW)增加效果好。SW处理下BG、NAG、LAP、AKP活性沉积区与侵蚀区的差异相对于其他处理较小，并且SW处理下侵蚀区和沉积区都具有较高的土壤酶活性，与其他处理有显著差异，说明SW是很好缓解侵蚀的保护性措施。
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图 1 坡耕地土壤酶活性特征注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶。CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。柱上不同大写字母表示相同处理两个区域间差异显著，不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)Figure 1. Characteristics of soil enzyme activity in sloping farmlandNote: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase. CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. Different capital letters above the bars indicate significant difference among sections under the same treatment, and different lowercase letters above the bars indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05)土壤胞外酶活性计量比因侵蚀−沉积作用和有机物料添加有所不同(图2)。土壤酶活性ln(BG)∶ln(NAG+LAP)平均为1.27±0.03，ln(BG)∶ln(AKP)为0.88±0.02。所有研究点均落在土壤微生物碳和磷共同限制区域，其中侵蚀区磷限制较沉积区更强。从这些指标来看，平均土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.79∶1.13。CK处理下土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.80∶1.14，OM处理下土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.71∶1.16，SW处理下土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.82∶1.11，OMSW处理下土壤胞外酶活性计量比约为1∶0.81∶1.12，总体而言，胞外酶活性计量比的比值偏离1∶1∶1。在侵蚀区，OMSW和SW处理的ln(BG)∶ln(NAG +LAP)显著高于CK、OM处理的ln(BG)∶ln(LAP + NAG)，在沉积区域则是SW和CK处理的ln(BG)∶ln(NAG +LAP)显著高于OMSW和OM处理下的ln(BG)∶ln(NAG +LAP)，OM处理下的ln(BG)∶ln(NAG +LAP)最低。侵蚀区的OM、CK、OMSW的ln(BG)∶ln(AKP)显著高于SW的ln(BG)∶ln(AKP)，沉积区的ln(BG)∶ln(AKP)表现为CK>OM>SW>OMSW。
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图 2 土壤胞外酶活性计量比、矢量长度和矢量角度注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶。CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。K—土壤可蚀性K因子。柱上不同大写字母表示相同处理两个区域间差异显著，不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)Figure 2. Stoichiometric ratio, vector length and angle of soil extracellular enzyme activitiesNote: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase. CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. K—Soil erodibility K. Different capital letters above the bars indicate significant difference between the two experimental sections under the same treatment, and different lowercase letters above the bars indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05)矢量长度(VL)和可蚀性K因子成显著负相关(P<0.05)，矢量角度(VA)和可蚀性K因子呈显著正相关(P<0.05) (图2b)。侵蚀区土壤胞外酶活性计量比的矢量角度和矢量长度与沉积区的具有显著差异(图2)，4种处理VA均表现为侵蚀区>沉积区(图2c)。不同处理侵蚀−沉积作用VL之间也存在显著差异，CK、SW、OMSW的VL表现为侵蚀区<沉积区。四种处理对VL有显著影响(P<0.05)，表现为OM>CK>SW>OMSW (图2d)。
从表3可知，侵蚀−沉积作用和不同处理对ln(BG)∶ln(NAG +LAP )、ln(BG)∶ln(AKP)有显著影响，侵蚀−沉积作用和处理对ln(BG)∶ln(AKP)有显著交互作用。侵蚀−沉积作用和处理对碳限制[VL越长，表明微生物受能量(碳)限制越大]影响显著，并且无显著交互作用，侵蚀−沉积作用和处理对磷限制(VA>45°表明微生物受磷限制)影响显著(P<0.05)，并且无显著交互作用。秸秆覆盖添施有机肥处理和侵蚀−沉积作用显著影响可蚀性K因子(P<0.01)，并且无显著交互作用。
表 3 侵蚀−沉积作用和秸秆覆盖配合有机肥处理的双因素方差分析 (P 值)Table 3. Two-way ANOVA of interaction between erosion-deposition and straw mulching and organic fertilizer (P value)显著性
Significance侵蚀−沉积作用
Erosion-deposition effect处理
Treatment侵蚀−沉积作用×处理
Erosion-deposition ×Treatmentln(BG)∶ln(NAG +LAP) 0.014* 0.020* 0.717 ln(BG)∶ln(AKP) 0.020* 0.017* 0.04* 矢量长度 Vector L 0.001*** 0.001*** 0.775 矢量角度 Vector A 0.003*** 0.015* 0.717 TP 0.001*** 0.001*** 0.08 AP 0.001*** 0.012*** 0.488 TOC/TN 0.086 0.094 0.902 TOC/TP 0.006*** 0.008*** 0.696 pH 0.006*** 0.001*** 0.001*** K 0.008*** 0.033* 0.145 注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TOC—土壤总有机碳；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子。*—P<0.05；**—P<0.01；*—P<0.05。
Note: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TOC—Total organic C of soil; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K. ***—P<0.001; **—P<0.01; *—P<0.05.2.3 土壤酶活性与土壤理化性质的关系
为了阐明土壤理化性质和土壤养分对土壤酶活性和土壤胞外酶活性计量比的影响，进行了Pearson相关性分析和冗余分析。Pearson相关分析(图3)表明，BG活性与AN、TOC、TN、TP、AP、微生物量碳(MBC)、微生物量氮(MBN)、NAG、LAP、AKP呈显著正相关，BG与pH、可蚀性K因子呈显著负相关(P<0.05)。当土壤氮酶和磷酶活性增加时，BG活性也显著增加，VL也随之增大，表现出微生物碳限制，MBC与BG活性呈显著正相关，碳限制越强，微生物活性越高。NAG活性与AN、TOC、TP、MBC、MBN、BG呈显著正相关，与C/P和可蚀性K因子呈显著负相关(P<0.05)，NAG与可蚀性K因子呈显著负相关，说明侵蚀显著降低土壤NAG的活性，并且NAG活性对碳含量和碳酶活性有很强的依赖性。LAP活性与AN、MBN、BG呈显著正相关，与C/N、N/P、AP呈显著负相关(P<0.05)；AKP与AN、TOC、TP、MBC、MBN、BG呈显著正相关，与pH、N/P、可蚀性K因子呈显著负相关(P<0.05)，氮素的增加会增加磷酶的活性，增加碳相关微生物的活性。可蚀性K因子与TOC、TN、TP、AP、MBC、MBN、BG、NAG、AKP、ln(BG)∶ln(LAP + NAG)、Ln(BG)∶ln(AKP)、VL呈显著负相关关系(P<0.05)，与VA呈显著正相关关系 (P<0.05)，表明侵蚀−沉积作用对土壤酶活性具有显著影响，表明沉积区碳限制比侵蚀区强，磷限制则相反。
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图 3 土壤理化性质和土壤酶活性指标的相关性分析注：AN—有效氮；TOC—土壤总有机碳；MBC—微生物量碳；MBN—微生物量氮；BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子；VA—矢量角度；VL—矢量长度Figure 3. Correlation of soil physical and chemical properties and soil enzyme activityNote: AN—Available N of soil; TOC—Soil organic matter; MBC—Microbial C; MBN—Microbial N; BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K; VA—Vector angle; VL—Vector length冗余分析结果表明，土壤胞外酶活性及其计量比受到土壤理化特性的调控(图4)。从图4中可知，对土壤胞外酶活性及其计量比的第一轴解释度为49.8%，第二轴的解释度为32.1%，可蚀性K因子(F=4.1，P=0.012)、pH (F=6.5，P=0.014)对微生物碳限制和磷限制有显著影响(P<0.05)，其解释度分别为15.9%、17.3%。可蚀性K因子与VL呈显著负相关。为了进一步区分评价底物资源和生境条件对土壤酶活性变异的相对贡献，本研究进行了方差分解分析。结果显示，底物资源和生境条件的贡献分别为17.30%和24.32%，二者共同解释的比例为45.57% (图4)。
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图 4 土壤理化性质与土壤酶活性的冗余分析注：CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。AN—有效氮；TOC—土壤总有机碳；MBC—微生物量碳；MBN—微生物量氮；BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子；VA—矢量角度；VL—矢量长度。红色箭头代表理化因子和微生物量因子，蓝色箭头代表不同土壤胞外酶活性及其计量比Figure 4. Redundancy analysis of soil physical and chemical properties and soil enzyme activityNote: CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. AN—Available N of soil; TOC—Soil organic matter; MBC—Microbial C; MBN—Microbial N; BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K; VA—Vector angle; VL—Vector length. The red arrows represent physical and chemical factors and microbial biomass factors, while the blue arrows represent the extracellular enzyme activities and their stoichiometric ratios3. 讨论
3.1 土壤养分有效性在坡耕地的空间分布
土壤侵蚀是一种选择性作用过程，侵蚀会优先携带更细且富含营养的土壤颗粒迁移。侵蚀区和沉积区是土壤侵蚀的两个重要单元，侵蚀区土壤细颗粒减少、团聚体破坏、养分更易矿化损失；沉积区细颗粒增多，不同形式的碳氮磷发生沉积，减少其矿化损失。由于土壤细颗粒因土壤侵蚀而迁移，导致侵蚀部位表层土壤养分含量降低。本研究结果表明，沉积区土壤总有机碳(TOC)、全氮(TN)、全磷(TP)含量显著高于侵蚀区土壤TOC、TN、TP含量。Lal[16] 2005年的研究认为，土壤养分通过侵蚀和搬运发生沉积和掩埋，因此沉积区土壤养分相对于侵蚀区富集。在沉积过程中，土壤TOC、TN和TP一般伴随着泥沙迁移，因此表层土壤因侵蚀而横向迁移会影响养分的再分配。即使埋在地表以下20 cm，气候或人为因素也会影响有机质矿化[17]。秸秆覆盖添施有机肥可以显著改善土壤养分的有效性，本研究中同一坡位OM、SW、OMSW处理下土壤TOC、NO3−、AP显著高于CK处理，已有大量研究证明秸秆和有机肥的等量替代可以显著增加土壤碳储量[18]，在土壤中添加有机物料有助于通过改善土壤生物学特性和微生物群落活性，以及增加土壤团聚体稳定性来增加TOC储量，而NO3−、AP在添加有机物料处理下显著增加可能归因于有机物质的分解和养分逐渐释放到土壤中。
3.2 秸秆覆盖添施有机肥对侵蚀坡耕地土壤酶活性的影响
土壤酶活性在坡上部侵蚀区和坡下部沉积区呈现显著性差异。差异显著性分析表明，4个处理坡耕地在沉积部位的N获取酶NAG与LAP，碳代谢相关酶BG、磷酶AKP均显著高于侵蚀部位相应的土壤酶活性。本研究结果与Boerner等[19]在火烧林迹地坡面的酶呈现空间变异性的研究结果一致，该研究表明沉积区的BG、AKP和几丁质酶活性均比侵蚀区高。侵蚀作用下坡耕地表层土壤以及土壤粘粒在坡面迁移，在坡面下部沉积。与侵蚀区土壤的质地相比，沉积区土壤粘粒部分的比例较高，证实了侵蚀对土壤颗粒的迁移作用，侵蚀−沉积作用会导致附着在粘粒等物质的土壤酶向坡面下部迁移[20]。不同处理坡耕地侵蚀部位可蚀性K因子值均显著大于沉积部位，坡耕地侵蚀−沉积作用明显，可蚀性K因子与BG、NAG、AKP均呈显著负相关关系(P<0.001)。
坡耕地土壤酶活性的空间分布特征与侵蚀−沉积作用对坡地土壤有机碳和养分的再分配有关[17]。侵蚀区含表层富集的有机碳、氮矿物在上坡流失在下坡沉积，上坡底物减少导致酶活性较沉积区降低。在侵蚀−沉积作用下，沉积区长时间的土壤碳的积累促进了土壤固碳微生物的活动，坡耕地上部表层土壤携带的有机碳在侵蚀过程中容易发生流失[21]。研究结果表明，碳代谢相关的BG活性与TOC和MBC均呈现出显著的相关性(P<0.001)，证实了侵蚀−沉积作用下有机碳是导致坡耕地土壤酶活性差异的主要因素。由于坡耕地整体不仅受碳限制而且受磷限制，沉积区土壤碳含量高，土壤微生物为了获取养分分泌了更多的胞外酶，同时土壤有机质在沉积点增加，增加了酶的底物资源。土壤AKP活性主要受TP和可蚀性K因子的综合影响，土壤胞外酶AKP活性和TP具有显著的正相关性(P<0.05)，与可蚀性K因子呈显著负相关关系(P<0.01))。一般认为当土壤中TP含量低时，微生物会释放更多的AKP，促进土壤磷循环，以满足植物及微生物生长的需要[22]，而本研究中沉积区TP含量比侵蚀区高，AKP活性也比侵蚀区高，这与养分挖掘理论相反，可能的原因是侵蚀−沉积作用将土壤细颗粒带到沉积区。质地更细的土壤可能不仅有利于稳定酶，而且还可能在基质上提供更多的反应位点[23]，所以沉积区土壤可能具有更高的土壤磷酶活性。LAP与可蚀性K因子相关性不显著。
有机物料的添加可能改变微生物和土壤酶活性[24]，OM、SW和OMSW土壤BG活性与TOC和MBC含量在坡面侵蚀区和沉积区均显著高于CK处理(图1)，表明秸秆覆盖以及秸秆覆盖后添加有机肥促进了土壤TOC的积累，土壤BG活性随之增加。施用秸秆和有机肥增加了土壤中有机碳的含量，导致C/N和C/P升高。对于BG、NAG、LAP和AKP而言，SW和OMSW处理增加了土壤酶活性，这可能是由于秸秆中碳、氮、磷输入为土壤酶提供丰富的底物并激发了微生物的负反馈效应，另一方面有机肥的添加也将外源的微生物添加到土壤中从而分泌了更多的土壤酶[25]。此外，SW和OMSW处理后土壤扰动较少，保持并改善了对微生物有利的土壤环境条件[26]。并且SW的措施对土壤胞外酶活性的影响要大于OMSW，所以与传统施肥模式相比，SW措施有利于提高土壤酶活性，与前人研究[27]结果一致。
3.3 秸秆覆盖添施有机肥对侵蚀坡耕地土壤胞外酶计量特征的影响
生态经济理论表明，微生物通过分配更多的能量来获取最能限制生长的营养物质[27]。例如，根据消费者驱动的养分循环理论，限制性养分能够高效地用于微生物生长，而非限制性元素一般被消耗掉并被土壤微生物同化[8]。坡耕地上部侵蚀区CK、OM、SW、OMSW等4种处理土壤胞外酶活性计量比分别为1∶0.89∶1.22、1∶0.85∶1.26、1∶0.9∶1.18、1∶0.94∶1.22，坡耕地下部沉积区土壤胞外酶活性计量比分别为1∶0.83∶1.09、1∶0.76∶1.09、1∶0.84∶1.07、1∶0.81∶1.07。已有研究表明，在全球尺度土壤胞外酶活性计量比大体呈现1∶1∶1的关系[28]，本研究的土壤胞外酶活性计量比与全球尺度均值有所偏离，且侵蚀部位相比沉积区偏离更大。研究结果显示，坡耕地ln(BG)∶ln(NAG+LAP)和ln(BG): ln(AKP)的比随着侵蚀加剧呈现相同的趋势，ln(BG)∶ln(NAG+LAP)和ln(BG)∶ln(AKP)与可蚀性K因子均呈显著负相关(P<0.05，P<0.01)，这表明土壤侵蚀会造成土壤胞外酶在侵蚀区和沉积区的重新分配[29]。ln(BG)∶ln(NAG+LAP)和TOC、TN、MBC均呈极显著正相关(P<0.001)，ln(BG)∶ln(AKP)和TOC、AN、MBC均呈极显著正相关(P<0.001)，与TN、TP、MBN均呈显著正相关(P<0.01)。
在侵蚀区，OMSW和SW处理的ln(BG)∶ln(LAP + NAG)显著高于CK、OM处理，在沉积区域则是SW和CK处理的ln(BG)∶ln(NAG +LAP)显著高于OMSW和OM处理。ln(BG)∶ln(NAG +LAP)与MBC呈显著正相关，原因可能是坡耕地长期水土流失的作用导致有机碳流失，侵蚀区土壤有机碳含量整体上偏低，添加OMSW和SW改善了侵蚀区土壤中秸秆碳源的含量，底物增加促使BG活性增加[28]。侵蚀区的OM、CK、OMSW的ln(BG)∶ln(AKP)显著高于SW，沉积区的ln(BG)∶ln(AKP)表现为CK>OM>SW>OMSW，表明秸秆覆盖补充了更多的外源磷，同时由于秸秆覆盖增加了磷素在下部沉积区的富集，改变了土壤碳磷元素配比，缓解了磷素的限制状况。
3.4 秸秆覆盖添施有机肥对侵蚀坡耕地微生物限制的影响
本研究发现沉积区土壤的酶活性高于侵蚀区土壤，坡耕地总体上表现出碳限制和磷限制。Moorhead等[14]发现由于坡耕地在雨滴冲击、水流剪切等作用下使土壤中之前受保护的土壤养分因为水力作用溶解于水，在大部分陆地生态系统都表现为微生物碳限制。矢量角分析显示，坡面下部沉积区的磷限制比坡面上部侵蚀区有所减缓。冗余分析(RDA)表明，侵蚀K因子与VA小于90°，说明侵蚀作用对矢量角有显著影响。VA与碳磷比呈显著正相关(P<0.05)，VL与碳磷比呈显著负相关(P<0.05)。沉积区土壤的碳限制高于侵蚀区土壤，磷限制低于侵蚀区土壤，侵蚀−沉积作用将更多的氮素运移到沉积区，沉积区的C/N降低，所以表现出更强的碳限制。侵蚀状况是影响土壤碳、磷的有效性和养分计量限制的关键性因子。因此，在研究紫色土坡耕地土壤微生物代谢机制时，应该考虑侵蚀对土壤微生物活动的影响。并且有研究表明，沉积区土壤氮含量丰富，氮素富集可以引起微生物碳限制加剧[30]，坡下部沉积区4个处理的碳氮比均小于坡上部侵蚀区，沉积区呈现出更为明显的碳限制。pH不仅会影响养分有效性，还会影响微生物活性和胞外酶活性。沉积区pH较低，而较低的pH可能减慢碳分解速度，从而造成碳限制，与之前的研究结果[31]一致。
Lacombe 等[32]研究表明，采用秸秆覆盖添施有机肥可以有效地减少地表径流，防止土壤侵蚀。本研究中土壤胞外酶活性计量比显示，坡耕地土壤微生物受碳、磷限制。虽然由于化肥的投入，土壤中的有效磷保持在较高水平，但在侵蚀严重的土壤，磷的利用率较低。在四川紫色土坡耕地中，不同侵蚀条件下微生物对胞外酶的投入存在差异，这可能是由于侵蚀−沉积作用下每种处理底物的养分利用率不同所导致。4种处理下，碱性紫色土磷素有效性相对不足，微生物为了满足磷素需求分泌了更多的AKP，SW处理的VA相对于其他处理有显著差异(图2a)，更接近45°，表现出更小的P元素限制，这进一步说明秸秆覆盖减小了耕层磷素的流失，从而减缓了磷素限制。SW、OMSW处理磷限制小于单施有机肥OM处理，秸秆覆盖处理比单施有机肥对土壤侵蚀有一定减缓作用，从而减少了坡耕地流失的磷素，从而对磷限制有一定缓解作用[33]。总体而言，土壤胞外酶活性计量比与坡耕地侵蚀状况密切相关，这与最近发现的土壤侵蚀影响微生物多样性结果[34]相似。
4. 结论
坡耕地侵蚀加速了土壤碳、氮、磷的周转速率，沉积区土壤β-葡萄糖苷酶(BG)、乙酰氨基葡萄糖苷酶(NAG)、亮氨酸氨基肽酶(LAP)、碱性磷酸酶(AKP)活性显著高于侵蚀区。坡耕地总体受磷养分和能量限制(碳限制)，土壤胞外酶活性计量比偏离1∶1∶1，养分限制侵蚀区大于沉积区，能量限制则是沉积区大于侵蚀区。秸秆覆盖添施有机肥可以缓解土壤胞外酶化学计量失衡，其中秸秆覆盖可以显著增加土壤酶活性，缓解土壤磷限制，促进土壤养分循环，西南紫色土坡耕地秸秆覆盖同时辅施有机肥可缓解坡耕地质量退化的侵蚀胁迫。
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图 1 坡耕地土壤酶活性特征
注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶。CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。柱上不同大写字母表示相同处理两个区域间差异显著，不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)
Figure 1. Characteristics of soil enzyme activity in sloping farmland
Note: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase. CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. Different capital letters above the bars indicate significant difference among sections under the same treatment, and different lowercase letters above the bars indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05)
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图 2 土壤胞外酶活性计量比、矢量长度和矢量角度
注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶。CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。K—土壤可蚀性K因子。柱上不同大写字母表示相同处理两个区域间差异显著，不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)
Figure 2. Stoichiometric ratio, vector length and angle of soil extracellular enzyme activities
Note: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase. CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. K—Soil erodibility K. Different capital letters above the bars indicate significant difference between the two experimental sections under the same treatment, and different lowercase letters above the bars indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05)
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图 3 土壤理化性质和土壤酶活性指标的相关性分析
注：AN—有效氮；TOC—土壤总有机碳；MBC—微生物量碳；MBN—微生物量氮；BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子；VA—矢量角度；VL—矢量长度
Figure 3. Correlation of soil physical and chemical properties and soil enzyme activity
Note: AN—Available N of soil; TOC—Soil organic matter; MBC—Microbial C; MBN—Microbial N; BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K; VA—Vector angle; VL—Vector length
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图 4 土壤理化性质与土壤酶活性的冗余分析
注：CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。AN—有效氮；TOC—土壤总有机碳；MBC—微生物量碳；MBN—微生物量氮；BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子；VA—矢量角度；VL—矢量长度。红色箭头代表理化因子和微生物量因子，蓝色箭头代表不同土壤胞外酶活性及其计量比
Figure 4. Redundancy analysis of soil physical and chemical properties and soil enzyme activity
Note: CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. AN—Available N of soil; TOC—Soil organic matter; MBC—Microbial C; MBN—Microbial N; BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K; VA—Vector angle; VL—Vector length. The red arrows represent physical and chemical factors and microbial biomass factors, while the blue arrows represent the extracellular enzyme activities and their stoichiometric ratios
表 1 土壤胞外酶对应的缩写、功能和底物
Table 1 Abbreviations, functions and corresponding substrates of soil extracellular enzymes
酶名称
Enzyme缩写
Abbreviation功能
Function底物
Substrateβ-葡萄糖苷酶
β-glucosidaseBG 纤维素分解
Cellulose degradation4-甲基伞形酮-β-D-葡糖苷
4-MUB-β-D-glucoside乙酰氨基葡萄糖苷酶
β-glucosaminnidaseNAG 几丁质降解
Chitin degradation4-甲基伞形酮-N-乙酰氨基-β-D-吡喃葡萄糖苷
4-MUB-N-acetyl-β-D-glucosaminide亮氨酸氨基肽酶
L-leucine aminopeptidaseLAP 纤维素降解
Cellulose degradation亮氨酸-7-氨基-4-甲基香豆素
L-Leucine-T-amino-4-methylcoumarin碱性磷酸酶
PhosphataseAKP 有机磷的矿化
Organic P mineralization4-甲基伞形酮-磷酸盐
4-MUB-phosphate
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表 2 侵蚀坡耕地的土壤理化性质
Table 2 Soil physicochemical properties of eroded sloping farmland
处理
Treatment采样点
Sampling sitepH TOC
(g/kg)NO3−-N
(mg/kg)NH4+-N
(mg/kg)TN
(g/kg)AP
(mg/kg)TP
(g/kg)土壤可蚀性K因子
Soil erodibility K
[t·h/(MJ·mm)]CK 侵蚀区 Erosion section 8.42±0.04 Aa 12.92±1.01 Ba 11.59±0.04 Bb 9.31±1.01 Bab 1.49±0.66 Bc 11.31±0.32 Bd 0.72±0.11 Bc 0.33±0.008 Aa 沉积区 Deposition section 8.18±0.03 Ba 14.94±0.39 Ac 16.29±0.05 Ab 9.39±0.39 Aab 1.90±0.61 Ac 16.81±0.06 Ad 0.81±0.07 Ad 0.27±0.004 Bab OM 侵蚀区 Erosion section 8.11±0.12 Ab 13.23±0.06 Ba 19.32±0.01 Ba 10.22±0.31 Ba 1.62±0.31 Bb 13.23±0.06 Bc 0.84±0.07 Bb 0.32±0.001 Ab 沉积区 Deposition section 8.01±0.05 Aa 17.94±0.01 Ab 21.03±0.02 Aa 10.46±0.55 Aa 2.63±0.52 Ab 18.70±0.26 Ac 0.99±0.06 Ac 0.28±0.005 Ba SW 侵蚀区 Erosion section 8.29±0.03 Aab 13.12±0.01 Ba 18.68±0.05 Ba 10.27±0.31 Ba 1.67±0.71 Bb 19.25±0.26 Ba 0.81±0.13 Bb 0.31±0.002 Ac 沉积区 Deposition section 8.21±0.03 Ba 21.94±0.01 Aa 21.04±0.08 Aa 10.54±0.55 Aa 2.76±0.04 Aa 22.35±0.33 Ab 1.31±0.07 Aa 0.27±0.001 Bab OMSW 侵蚀区 Erosion section 8.15±0.03 Ab 14.10±0.01 Bb 17.95±0.80 Ba 10.32±0.80 Ba 1.73±0.18 Ba 18.10±0.06 Bb 0.94±0.10 Ba 0.32±0.004 Ab 沉积区 Deposition section 8.13±0.05 Aa 18.13±0.01 Ab 20.84±0.46 Aa 10.56±0.46 Aa 2.78±0.76 Aa 23.28±0.12 Aa 1.27±0.06 Ab 0.28±0.009 Ba 注：CK—不施秸秆和有机肥；OM—有机肥替代20%化肥氮；SW—秸秆替代20%化肥氮；OMSW—有机肥和秸秆混合替代20%化肥氮。TOC—土壤总有机碳；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮。同列数据后不同大写字母表示相同处理不同区域之间差异显著，同列数据后不同小写字母表示相同区域不同处理之间差异显著 (P<0.05)。
Note: CK—No straw and organic fertilizer; OM—20% nitrogen substituted by organic fertilizer; SW—20% nitrogen substituted by straw; OMSW—20% nitrogen substituted by organic fertilizer and straw. TOC—Total organic C of soil; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil. Values followed by different capital letters in a column indicate significant difference between the two experimental sections under the same treatment, and different lowercase letters indicate significant difference among treatments in the same section (P<0.05).
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表 3 侵蚀−沉积作用和秸秆覆盖配合有机肥处理的双因素方差分析 (P 值)
Table 3 Two-way ANOVA of interaction between erosion-deposition and straw mulching and organic fertilizer (P value)
显著性
Significance侵蚀−沉积作用
Erosion-deposition effect处理
Treatment侵蚀−沉积作用×处理
Erosion-deposition ×Treatmentln(BG)∶ln(NAG +LAP) 0.014* 0.020* 0.717 ln(BG)∶ln(AKP) 0.020* 0.017* 0.04* 矢量长度 Vector L 0.001*** 0.001*** 0.775 矢量角度 Vector A 0.003*** 0.015* 0.717 TP 0.001*** 0.001*** 0.08 AP 0.001*** 0.012*** 0.488 TOC/TN 0.086 0.094 0.902 TOC/TP 0.006*** 0.008*** 0.696 pH 0.006*** 0.001*** 0.001*** K 0.008*** 0.033* 0.145 注：BG—β-1,4-葡萄糖苷酶；NAG—β-1,4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶；LAP—亮氨酸氨基肽酶；AKP—碱性磷酸酶；TOC—土壤总有机碳；TP—土壤全磷；AP—土壤有效磷；TN—土壤全氮；K—土壤可蚀性K因子。*—P<0.05；**—P<0.01；*—P<0.05。
Note: BG—β-1,4-glucosidase; NAG—β-1,4-N-acetylglucosidase; LAP—L-leucine aminopeptidase; AKP—Alkaline phosphatase; TOC—Total organic C of soil; TP—Total P of soil; AP—Available P of soil; TN—Total N of soil; K—Soil erodibility K. ***—P<0.001; **—P<0.01; *—P<0.05.
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[1] Sinsabaugh R L, Shah J J F. Ecoenzymatic stoichiometry and ecological theory[J]. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 2012, 43(1): 313–343. DOI: 10.1146/annurev-ecolsys-071112-124414
[2] 姚云柯, 周卫, 孙建光, 等. 田间条件下不同促腐菌对水稻秸秆腐解及胞外酶活性的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2020, 26(11): 2070–2080. DOI: 10.11674/zwyf.20264 Yao Y K, Zhou W, Sun J G, et al. Effects of different straw-decomposition inoculants on increasing the activities of extracellular enzymes and decomposition of rice straw buried into soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2020, 26(11): 2070–2080. DOI: 10.11674/zwyf.20264
[3] 肖海兵, 李忠武, 聂小东, 等. 南方红壤丘陵区土壤侵蚀−沉积作用对土壤酶活性的影响[J]. 土壤学报, 2016, 53(4): 881–890. DOI: 10.11766/trxb201510270450 Xiao H B, Li Z W, Nie X D, et al. Effects of soil erosion and sedimentation on soil enzymes in the red soil hilly region of South China[J]. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(4): 881–890. DOI: 10.11766/trxb201510270450
[4] Khalili-Rad M, Nourbakhsh F, Jalalian A, et al. The effects of slope position on soil biological properties in an eroded toposequence[J]. Arid Land Research and Management, 2011, 25(3): 308–312. DOI: 10.1080/15324982.2011.565860
[5] 聂小军, 苏艳艳. 川中丘陵区紫色土坡耕地土壤侵蚀特征[J]. 生态环境学报, 2012, 21(4): 682–686. DOI: 10.3969/j.issn.1674-5906.2012.04.016 Nie X J, Su Y Y. Soil erosion characteristics of purple soil sloping farmland in hilly area of central Sichuan[J]. Journal of Ecological Environment, 2012, 21(4): 682–686. DOI: 10.3969/j.issn.1674-5906.2012.04.016
[6] Li Z, Xiao H, Tang Z, et al. Microbial responses to erosion-induced soil physico-chemical property changes in the hilly red soil region of southern China[J]. European Journal of Soil Biology, 2015, 71: 37–44. DOI: 10.1016/j.ejsobi.2015.10.003
[7] O'Geen A T, Budd R, Gan J, et al. Advances in agronomy[M]. New York: Academic Press, 2010. 108: 1-76.
[8] 韩明钊, 赵雨森, 翟国庆, 等. 有机物料添加对黑土团聚体稳定性及有机碳影响[J]. 东北林业大学学报, 2021, 49(5): 109–114. DOI: 10.3969/j.issn.1000-5382.2021.05.019 Han M Z, Zhao Y S, Zhai G Q. Effect of adding exogenous organic materials into black soilon soil aggregates and soil organic carbon[J]. Journal of Northeast Forestry University, 2021, 49(5): 109–114. DOI: 10.3969/j.issn.1000-5382.2021.05.019
[9] 翟国庆. 侵蚀—沉积作用下黑土有机碳及碳循环酶活性研究[D]. 黑龙江哈尔滨: 东北林业大学硕士学位论文, 2020. Zhai G Q. Organic carbon and carbon cycle enzyme activity of black soil affected by erosion-deposition process[D]. Harbin, Heilongjiang: MS Thesis of Northeast Forestry University, 2020.
[10] Zhang Q, Shamsi I H, Xu D, et al. Chemical fertilizer and organic manure inputs in soil exhibit a vice versa pattern of microbial community structure[J]. Applied Soil Ecology, 2012, 57: 1–8. DOI: 10.1016/j.apsoil.2012.02.012
[11] Allison S D. A trait-based approach for modelling microbial litter decomposition[J]. Ecology Letters, 2012, 15(9): 1058–1070. DOI: 10.1111/j.1461-0248.2012.01807.x
[12] 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 北京: 中国农业出版社, 2000. Bao S D. Soil and agrochemical analysis[M]. Beijing: China Agricultural Press, 2000.
[13] Renard K G, Foster G R, Weesies G A, et al. Predicting soil erosion by water: A guide to conservation planning with the Revised Universal Soil Loss Equation (RUSLE)[M]. American: Agricultural Handbook, 1997.
[14] Moorhead D L, Sinsabaugh R L, Hill B H, et al. Vector analysis of ecoenzyme activities reveal constraints on coupled C, N and P dynamics[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2016, 93: 1–7.
[15] Williams J R, Renard K G, Dyke P T. EPIC: A new method for assessing erosion's effect on soil productivity[J]. Journal of Soil & Water Conservation, 1983, 38(5): 381–383.
[16] Lal R. Soil erosion and carbon dynamics[J]. Soil & Tillage Research, 2004, 81(2): 137–142.
[17] Doetterl S, Berhe A A, Nadeu E, et al. Erosion, deposition and soil carbon: A review of process-level controls, experimental tools and models to address C cycling in dynamic landscapes[J]. Earth-Science Reviews, 2016, 154: 102–122. DOI: 10.1016/j.earscirev.2015.12.005
[18] Wang W J, Dalal R C. Carbon inventory for a cereal cropping system under contrasting tillage, nitrogen fertilisation and stubble management practices[J]. Soil & Tillage Research, 2005, 91(1): 68–74.
[19] Boerner, Rej, Decker, et al. Prescribed burning effects on soil enzyme activity in a southern Ohio hardwood forest: A landscape-scale analysis[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2000, 32(7): 899–908.
[20] Quinton J N, Catt J A. Enrichment of heavy metals in sediment resulting from soil erosion on agricultural fields[J]. Environmental Science & Technology, 2007, 41(10): 3495–3500.
[21] Schaub M, Alewell C. Stable carbon isotopes as an indicator for soil degradation in an alpine environment (Urseren Valley, Switzerland)[J]. Rapid Communications in Mass Spectrometry, 2010, 23(10): 1499–1507.
[22] 谷晓楠, 贺红士, 陶岩, 等. 长白山土壤微生物群落结构及酶活性随海拔的分布特征与影响因子[J]. 生态学报, 2017, 37(24): 8374–8384. Gu X N, He H S, Tao Y, et al. Soil microbial community structure, enzyme activities, and their influencing factors along different altitudes of Changbai Mountain[J]. Journal of Ecology, 2017, 37(24): 8374–8384.
[23] Cui Y X, Zhang X C, Fang L C, et al. Ecoenzymatic stoichiometry and microbial nutrient limitation in rhizosphere soil in the arid area of the northern Loess Plateau, China[J]. Soil Biology & Biochemistry, 2018, 116: 11–21.
[24] Hoffmann I, Gerling D, Kyiogwom U B, et al. Farmers’ management strategies to maintain soil fertility in a remote area in northwest Nigeria[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2001, 86(3): 263–275. DOI: 10.1016/S0167-8809(00)00288-7
[25] 马垒, 李燕, 魏建林, 等. 连续施用化肥及秸秆还田对潮土酶活性、细菌群落和分子生态网络的影响[J]. 植物营养与肥料学报, 2022, 28(8): 1353–1363. DOI: 10.11674/zwyf.2021621 Ma L, Li Y, Wei J L, et al. Effects of continuous chemical fertilizer application and straw returning on soil enzyme activity, bacterial community and co-occurrence patterns in a fluvo-aquic soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2022, 28(8): 1353–1363. DOI: 10.11674/zwyf.2021621
[26] 化党领, 介晓磊, 张一平, 等. 有机肥对石灰性土壤肥力属性的长期影响[J]. 生态学杂志, 2005, 24(9): 1053–1057. Hua D L, Jie X L, Zhang Y P, et al. Long-term effects of organic fertilizers on calcareous soil fertility properties[J]. Chinese Journal of Ecology, 2005, 24(9): 1053–1057.
[27] Sinsabaugh R L, Hill B H, Shah J F. Ecoenzymatic stoichiometry of microbial organic nutrient acquisition in soil and sediment[J]. Nature, 2010, 462: 795.
[28] 荣勤雷. 有机肥/秸秆替代化肥模式对设施菜田土壤团聚体微生物特性的影响[D]. 北京: 中国农业科学院博士学位论文, 2018. Rong Q L. Effects of partial substitution of chemical fertilizer with organic amendments on microbial characteristics of soil aggregates in greenhouse vegetable production[D]. Beijing: PhD Dissertation of Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2018.
[29] Salinas-Garcia J R, Hons F M, Matocha J E, et al. Soil carbon and nitrogen dynamics as affected by long-term tillage and nitrogen fertilization[J]. Biology & Fertility of Soils, 1997, 25(2): 182–188.
[30] Hao C, Li D, Jie Z, et al. Nitrogen addition aggravates microbial carbon limitation: Evidence from ecoenzymatic stoichiometry[J]. Geoderma, 2018, 329: 61–64. DOI: 10.1016/j.geoderma.2018.05.019
[31] Motavalli P P, Palm C A, Parton W J, et al. Soil pH and organic C dynamics in tropical forest soils: Evidence from laboratory and simulation studies[J]. Soil Biology and Biochemistry, 1995, 27(12): 1589–1599. DOI: 10.1016/0038-0717(95)00082-P
[32] Lacombe G, Valentin C, Sounyafong P, et al. Linking crop structure, throughfall, soil surface conditions, runoff and soil detachment: 10 land uses analyzed in Northern Laos[J]. Science of the Total Environment, 2018, 616/617: 1330–1338.
[33] Alamgir M, Mcneill A, Tang C, et al. Changes in soil P pools during legume residue decomposition[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 49(1): 70–77.
[34] Shi Y, Zhang Q, Liu X, et al. Organic manure input and straw cover improved the community structure of nitrogen cycle function microorganism driven by water erosion[J]. International Soil and Water Conservation Research, 2022, 1: 129–142.
-
期刊类型引用(11)
1. 张钦，姚单君，廖恒，况胜剑，梁燕菲，曹卫东，朱青，秦松. 不同绿肥作物周年搭配种植下土壤微生物养分限制与土壤质量指数. 植物营养与肥料学报. 2025(01): 77-88 . 
本站查看
2. 廖达航，白银萍，李富程，黄晶，张荣萍，黄鑫，刘源，丁已航，杨刚. 四川盆地40年耕地土壤化学计量变化特征. 应用与环境生物学报. 2024(02): 205-213 . 百度学术
3. 黄媛凤. 有机肥替代部分化肥对南方桉树人工林土壤肥力的影响. 现代农业科技. 2024(12): 88-90+102 . 百度学术
4. 杜天宇，贺海耘，计雅男，张倩，毛文静，翟梅枝. 长期配方施肥对核桃根际土壤环境及产量的影响研究. 西北林学院学报. 2024(04): 79-87 . 百度学术
5. 张康，李佳佳，魏振浩，樊妙春，上官周平. 利用土壤化学计量学和酶计量学揭示刺槐林土壤微生物的养分限制状况. 应用生态学报. 2024(07): 1799-1806 . 百度学术
6. 安志装，索琳娜，刘宝存. 我国农业面源污染研究与展望. 植物营养与肥料学报. 2024(07): 1422-1436 . 本站查看
7. 赵文军，刘蕊，王正旭，冯瑜，薛开政，刘魁，徐梓荷，曹卫东，付利波，尹梅，陈华. 烤烟-绿肥轮作对云南烟田土壤质量与微生物养分限制的影响. 草业学报. 2024(10): 147-158 . 百度学术
8. 徐其静，侯磊，李加豪，李奇奇，李航，汪丽，王克勤. 坡耕地土壤转化酶活性与芸豆产量对等高反坡阶措施的响应. 中国水土保持科学(中英文). 2024(05): 105-114 . 百度学术
9. 徐婷，李清藐，张高宁，冯梦蝶，何丙辉，李天阳. 紫色土坡耕地优化施肥配合秸秆覆盖还田有效提高作物产量降低径流氮损失. 植物营养与肥料学报. 2024(12): 2267-2280 . 本站查看
10. 赵华丽，周华忠. 复合微生物肥料在玉米上的应用效果. 种子科技. 2023(21): 15-18+28 . 百度学术
11. 苗宇，侯瑞星，裴浩，王玉凤，杨克军，徐超，孙淑楠. 有机物料还田对黑土胞外酶化学计量特征的影响. 农业工程学报. 2023(22): 207-215 . 百度学术
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