孫亞男，李　茜，李以康，林　麗，杜巖功，曹廣民*（.中國科學院西北高原生物研究所，青海西寧80008；2.中國科學院大學，北京00049）

氮、磷養(yǎng)分添加對高寒草甸土壤酶活性的影響

孫亞男1，2，李茜1，李以康1，2，林麗1，杜巖功1，曹廣民1*
（1.中國科學院西北高原生物研究所，青海西寧810008；2.中國科學院大學，北京100049）

本試驗以典型的青藏高原高寒矮嵩草草甸（Kobresia humilis meadow）為研究平臺，以表征土壤碳、氮、磷、硫養(yǎng)分循環(huán)的6種土壤酶為研究對象，研究土壤酶以及土壤速效養(yǎng)分在4年氮、磷養(yǎng)分添加的累積效應下的變化規(guī)律，分析和評價氮、磷養(yǎng)分添加對土壤養(yǎng)分循環(huán)方面的影響。試驗結果為：氮、磷養(yǎng)分添加改變了土壤中速效養(yǎng)分的含量；氮添加與0～10 cm土層中的堿性磷酸酶活性有正效應，磷添加抑制了0～10 cm土層中的堿性磷酸酶活性；氮、磷養(yǎng)分添加均抑制了0～10 cm土層中的脲酶活性；氮添加抑制了2個土層中的纖維素酶活性；芳基硫酸酯酶活性和蔗糖酶活性沒有表現出顯著差異性；10～20 cm土層中的幾丁質酶活性在氮、磷養(yǎng)分添加處理下均增強，其中磷添加對幾丁質酶活性的增幅最顯著。結果表明：外源添加的氮在調控磷的礦化方面有促進作用，磷的添加對氮素的釋放也有一定的作用；青藏高原高寒草甸受磷限制的程度可能更大。

青藏高原高寒草甸；土壤酶活性；速效磷；堿解氮；養(yǎng)分循環(huán)；磷限制

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孫亞男，李茜，李以康，林麗，杜巖功，曹廣民.氮、磷養(yǎng)分添加對高寒草甸土壤酶活性的影響.草業(yè)學報，2016，25（2）：18-26.

SUN Ya-Nan，LI Qian，LI Yi-Kang，LIN Li，DU Yan-Gong，CAO Guang-Min.The effect of nitrogen and phosphorus applications on soil enzyme activities in Qinghai-Tibetan alpine meadows.Acta Prataculturae Sinica，2016，25（2）：18-26.

土壤酶是積累于土壤中，在胞外發(fā)生作用的酶的總稱，包括存在于活細胞內的胞內酶和存在于土壤溶液中或者吸附在土壤顆粒表面的胞外酶。其主要來源于土壤微生物的活動、植物根系分泌物和動、植物殘體分解過程中釋放的酶［1-2］。土壤酶在催化對生命過程很重要的反應網、分解有機物、養(yǎng)分循環(huán)、有機質的形成、土壤結構的塑造等方面有著重要的作用［3］。在區(qū)域或者微環(huán)境尺度上測得土壤酶活性可以反映土壤對環(huán)境變化的迅速響應，也可以用于生態(tài)系統生物地球化學循環(huán)模型［4］。土壤酶被認為是由耕作、施肥等土壤管理方式導致的土壤特性發(fā)生變化的早期很重要的指示因子［5-6］，可以作為指示土壤生態(tài)脅迫以及土壤生態(tài)修復的敏感的重要指標［7］。土壤中幾乎所有的生物化學反應都是由土壤酶驅動的，碳、氮、磷、硫等養(yǎng)分的周轉中均有各種不同功能的酶進行調控［8-9］。測定方法成熟的酶包括脫氫酶、葡萄糖苷酶、脲酶、酰胺酶、磷酸酶、芳基硫酸酯酶、纖維素酶等［1，10］。

在不同生態(tài)系統中進行養(yǎng)分添加試驗，以土壤酶活性為研究內容的研究，在農田生態(tài)系統較多、研究內容也較全面。王俊華等［11］研究在區(qū)域尺度上以不同種類的養(yǎng)分（氮、磷、鉀、有機肥、微肥等）進行添加；Guo等［12］以無機氮（銨、硝酸鹽）、有機氮（尿素、氨基酸、脂肪酸等）等不同形式的氮肥添加；萬忠梅等［13］，Edwards等［14］，曾艷等［15］的研究以設置不同濃度梯度的養(yǎng)分添加等內容來研究土壤酶活性的變化規(guī)律。近些年來，在森林和草原生態(tài)系統中考察養(yǎng)分添加對土壤酶活性的影響，研究較多的是不同水平的氮沉降［16-17］、氮和水添加試驗［18］、模擬增溫和養(yǎng)分添加試驗［19］等對土壤酶活性的影響。在青藏高原上用酶化學的手段測定土壤酶活性，研究土壤養(yǎng)分循環(huán)，還需要進行大量的研究工作。

青藏高原高寒草甸土壤中碳、氮、磷總量豐富，但是由于該生態(tài)系統養(yǎng)分的有效性受到低溫的限制，其中植物可利用的氮的釋放對溫度尤其敏感［20-21］。作為生態(tài)系統普遍受限制的養(yǎng)分，氮、磷的有效性會限制初級生產力和分解等生態(tài)學過程，研究二者之間的相互關系很有必要，氮磷限制在全球尺度上仍然缺乏深入的研究［22］。土壤酶是受許多相互作用的因子調控的，土壤酶活性直接反映著土壤中養(yǎng)分的供需關系［23］，因此，土壤酶是用來考察由環(huán)境改變導致土壤生物化學循環(huán)改變的一個很好的工具。本試驗就是在氮、磷養(yǎng)分添加背景下，著眼于地下，選擇6種典型的土壤酶（堿性磷酸酶、脲酶、幾丁質酶、芳基硫酸酯酶、纖維素酶、蔗糖酶）為研究對象，通過探討?zhàn)B分添加對土壤酶的影響，分析土壤中養(yǎng)分的變化規(guī)律，為青藏高原高寒草甸土壤受氮、磷限制程度的問題提供新的證據，同時為科學合理地管理高寒草甸提供理論依據。

1　材料與方法

1.1研究區(qū)概況

本試驗是在青海海北高寒草地生態(tài)系統國家野外科學觀測研究站（簡稱海北站）進行的。海北站的地理范圍是：緯度37°29′-37°45′N，經度101°12′-101°23′E。山地海拔約4000 m，谷區(qū)海拔約2900～3600 m。海北站的氣候是由西伯利亞的東南季風和高氣壓帶主導的，屬于大陸季風氣候，其冬季漫長而寒冷，夏季短暫而涼爽。全年平均氣溫是-1.11℃（1981-2013年），冬季高原地區(qū)的平均溫度可以下降至-15～-20℃，夏季的最暖月（7月）在山谷的平均溫度是14～22℃，高原的平均溫度是4～10℃，其中極端高溫達到27.6℃，極端低溫有-37.1℃。平均年降水范圍在516.8 mm（1981-2013年），其中80%的降水是來自夏季短暫的生長季節(jié)（5-9月）。平均年日照時間為2462.7 h，占到總的有效輻射的60.1%。海北站區(qū)的土壤類型主要是由高寒灌叢土、高寒草甸土、沼澤土等組成，主要特點是氮、磷、鉀、有機質總量豐富，土壤發(fā)育年輕、土層薄、土表覆蓋有較厚的草氈層。海北高寒草地的土壤中氮、磷主要存在于礦化過程弱的有機質階段，其有效成分往往很低，無法滿足地上植物的生長所需［24］。該試驗研究于2011年5月選擇位于海北站東北處大約2 km的一片地勢較平整的草場作為養(yǎng)分添加試驗樣地。該試驗樣地區(qū)的草地類型屬于耐寒中生植物高寒矮生嵩草（Kobresia humilis）草甸。

1.2試驗設計

該試驗設計類型屬于完全隨機區(qū)組試驗設計，共4個處理，分別為：氮添加（N）、磷添加（P）、氮和磷混合添加（NP）、對照（CK）。4個處理隨機安排在6個小區(qū)內，即每個處理6次重復，共計24個小樣方，每個樣方面積是6 m×6 m，各樣方之間設置保護行。其中，N肥以尿素形式、100 kg/（hm2·年）的量進行添加；P肥以重過磷酸鈣的形式、50 kg/（hm2·年）的量進行添加；NP是以上述N肥和P肥混合添加；CK為無養(yǎng)分添加。施肥時間選擇在植物生長季的中期，雨天或晴天的傍晚進行。將肥料用手均勻地撒在對應的各個小區(qū)內，雨水或次日形成的露水使得肥料迅速溶解進入土壤，為保證施肥的均勻性，每個小區(qū)撒2次肥。實驗期間，養(yǎng)分添加日期是從2011-2014年，每一年的6月1日、7月1日和8月1日進行。

1.3樣品采集

土壤樣品采集工作于2014年8月12日進行，取0～10cm和10～20cm兩個層次的土壤。各養(yǎng)分添加處理小區(qū)隨機選擇4個點取樣，混合制樣。將取得的土壤樣品分裝入已編號的自封袋中，密封好置于盛有冰塊的塑料泡沫箱中，帶回實驗室。土樣分兩種處理方式：一種是鮮土，過2 mm篩，置于4℃冰箱中，人工除去石塊、草根等雜物，用于盡快測定含水量和酶活性，另一種是風干土，用來測定土壤速效磷和堿解氮含量。

1.4土壤酶活性的測定方法

該試驗中土壤酶活性的測定原理均是向標準定量化的土壤樣品中加入已知濃度的特定的基質，培養(yǎng)一段時間后，測定終產物的生成量［25］。土壤堿性磷酸酶活性的測定采用磷酸苯二鈉比色法［1］，以磷酸苯二鈉為基質，在磷酸酶作用下，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)2h，測定生成苯酚的量；土壤脲酶的測定采用靛酚藍比色法［1］，以尿素為基質，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)24h，測定NH4+與次氯酸鹽和苯酚反應，生成水溶性靛酚藍的含量；土壤纖維素酶的測定采用3，5-二硝基水楊酸比色法［1］，以羧甲基纖維素溶液為基質，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)72h，測定生成的還原糖；土壤芳基硫酸酯酶的測定采用對硝基酚硫酸鹽比色法［26］，以對硝基酚硫酸鉀為基質，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)2 h，測定水解產生的對硝基酚含量；土壤幾丁質酶的測定采用對二甲氨基苯甲醛法（DMAB）比色法［27-28］測定，以幾丁質為基質，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)18h，測定幾丁質水解產生的N-乙酰葡萄糖胺的含量，用來表示幾丁質酶活性；土壤蔗糖酶的測定采用3，5-二硝基水楊酸比色法［1］，以蔗糖為基質，恒溫箱中37℃下培養(yǎng)24h，測定還原糖的含量。

1.5土壤速效養(yǎng)分的測定

風干土樣用來測定速效磷和堿解氮的含量，速效磷的測定方法是采用0.5mol/L Na HCO3浸提、鉬銻抗比色法測定［28］；堿解氮的測定方法是用擴散皿進行堿解擴散、H2SO4滴定法［29］測定其含量。

1.6統計分析方法

該研究中隨機區(qū)組試驗設計的統計分析方法視為兩因素方差分析（two way-ANOVA），用R 3.1.3軟件對所測定的數據依次做正態(tài)性檢驗、方差齊性檢驗以及在P≤0.05水平下，對不同施肥處理下的各項酶活性等指標進行均值的Tukey HSD多重比較差異性分析，速效養(yǎng)分和土壤酶活性之間的相關關系采用的是Pearson相關性分析。繪圖工具使用的是Origin 8.5。

2　結果與分析

2.1氮、磷養(yǎng)分添加對土壤酶活性的影響

2.1.1土壤堿性磷酸酶活性土壤中的磷酸酶是用來描述磷酸酯類和酸酐類水解作用的一類酶的總稱，主要表征的是土壤中磷的狀況［1］。青藏高原高寒草甸的土壤呈堿性，該試驗測定的是堿性磷酸酶活性。如圖1所示，外源增加N對0～10cm土層中的堿性磷酸酶的發(fā)生有正效應。單施N肥有增強0～10cm土層中堿性磷酸酶活性的趨勢，與CK相比，增加幅度為13.19%，但是差異不顯著。磷的添加對0～10cm土層中的堿性磷酸酶活性表現出了明顯的抑制作用。NP混合施用和單施P肥后，0～10cm土層中的堿性磷酸酶活性顯著降低，與CK相比，堿性磷酸酶活性的降低幅度分別達到6.94%和40.00%。土壤中的堿性磷酸酶活性呈現出隨土層深度增加而降低的規(guī)律，0～10cm土層的堿性磷酸酶活性均高于10～20cm土層中的酶活性。各個養(yǎng)分添加處理下的堿性磷酸酶含量在10～20cm土層中沒有表現出顯著差異性。

2.1.2土壤脲酶活性土壤中脲酶的酶促反應產生的氨是植物生長所需的重要氮源之一。脲酶的專性較強，它可以酶促尿素水解生成氨、二氧化碳和水。因此，在尿素的水解與脲酶密切相關［1］。如圖2，0～10cm土層中的脲酶活性在氮、磷養(yǎng)分添加處理下均受到抑制，其中單施P和NP混合施用的抑制作用最顯著。0～10cm土層中，N、P、NP與CK相比，降幅分別為57.02%、79.05%和69.73%。土層中的脲酶活性呈現出隨土層深度增加而降低的規(guī)律。10～20cm土層中的脲酶活性在氮、磷養(yǎng)分添加處理下沒有表現出顯著性差異。

圖1　不同養(yǎng)分添加處理后堿性磷酸酶的活性Fig.1　The phosphatase activities in soils under N and P addition

圖2　不同養(yǎng)分添加處理后脲酶的活性Fig.2　The urease activities in soils under N and P addition

2.1.3土壤纖維素酶的活性纖維素是植物殘體進入土壤的碳水化合物的重要組分之一。土壤纖維素酶是碳素循環(huán)過程中一個很重要的酶［30］。該試驗的結果如圖3，0～10cm土層中，單施N對纖維素酶表現出了明顯的抑制作用。單施N和NP混合與CK相比，土壤纖維素酶活性的降低幅度分別為46.53%和29.85%。單施P肥對0～10cm土層中的纖維素酶活性有一定的積極作用，但是效果不顯著。土壤中的纖維素酶活性呈現出隨土層深度增加而降低的規(guī)律，0～10cm土層的纖維素酶活性均高于10～20cm土層中的酶活性。在10～20cm土層中，單施N肥的累積效應使得土壤纖維素酶的活性明顯降低，與CK相比，降幅達到了64.92%。10～20cm土層中的土壤纖維素酶活性在單施N肥與NP混合添加之間差異顯著，NP混合添加對纖維素酶活性有一定的促進作用，但是差異不顯著，可能是較深層土壤受氮、磷養(yǎng)分限制的程度較大。

2.1.4土壤芳基硫酸酯酶的活性土壤中的芳基硫酸酯酶在硫的循環(huán)和周轉中有著重要的作用，可以在早期指示土壤中硫化物的缺乏［25］。試驗結果如圖4所示，土壤中的芳基硫酸酯酶活性隨土層深度的增加而降低。在0～10 cm和10～20 cm土層中，芳基硫酸酯酶活性在各個養(yǎng)分添加處理之間都沒有表現出顯著性差異（P＞0.05）。氮、磷養(yǎng)分添加在該試驗中沒有影響到土壤中硫的養(yǎng)分狀況。

圖3　不同養(yǎng)分添加處理后纖維素酶的活性Fig.3　The cellulase activities in soils under N and P addition

圖4　不同養(yǎng)分添加處理后芳基硫酸酯酶的活性Fig.4　The aryl sulfatase activities in soils under N and P addition

2.1.5土壤幾丁質酶的活性幾丁質酶是幾丁質分解主要途徑中的至關重要的一類酶。幾丁質酶水解幾丁質的糖苷鍵，釋放包括有機氮在內的更小的氮，最終被礦化為無機氮。幾丁質代表了土壤中有機氮的一種重要形式［31］。如圖5，該試驗中測得的幾丁質酶活性在10～20cm土層中均高于0～10cm土層中的幾丁質酶活性。氮、磷養(yǎng)分添加不同程度地增強了幾丁質酶活性，但是0～10cm土層中幾丁質酶活性在各個養(yǎng)分添加處理之間沒有表現出顯著性差異。0～10cm土層中，N與CK相比，幾丁質酶活性增幅達到95.73%（P=0.069）。10～20cm土層中，氮、磷養(yǎng)分添加均促進了幾丁質酶活性，其中，P的添加與CK相比，差異極顯著（P＜0.01），幾丁質酶的增加幅度為84.11%。說明磷的添加更有利于高寒草甸有機氮的釋放。

2.1.6土壤蔗糖酶活性土壤蔗糖酶對增加土壤中的易溶性營養(yǎng)物起著重要作用。蔗糖酶活性不僅能夠表征土壤的生物學活性強度，也可以作為評價土壤質量的一個很好的指標［1-2］。如圖6，蔗糖酶活性隨土層深度的增加而降低。0～10cm和10～20cm土層中的蔗糖酶活性在各個養(yǎng)分添加處理之間沒有表現出顯著差異性。

圖5　不同養(yǎng)分添加處理后幾丁質酶的活性Fig.5　The chitinase activities in soils under N and P addition

圖6　不同養(yǎng)分添加處理后蔗糖酶的活性Fig.6　The sucrase activities in soils under N and P addition

2.2氮、磷養(yǎng)分添加背景下土壤速效養(yǎng)分的變化規(guī)律

2.2.1土壤速效磷含量的變化規(guī)律土壤中的速效磷是植物可以吸收利用的磷，來自有機磷的礦化和無機磷的釋放［32］。對速效磷含量的測定結果如表1所示，0～10 cm土層中的速效磷含量均高于10～20cm土層中的速效磷含量。2個土層經養(yǎng)分添加處理后，NP和P添加的樣方內速效磷含量顯著提高，NP和P之間的差異極顯著（P＜0.01）。說明氮、磷養(yǎng)分添加顯著增加了高寒草甸土壤速效磷的含量，氮、磷混合添加對速效磷的促進作用優(yōu)于單獨添加磷的作用。

表1　不同養(yǎng)分添加處理下速效磷和堿解氮（平均值±標準誤）Table1　Available phosphorus and available nitrogen contents under different treatments

表1　不同養(yǎng)分添加處理下速效磷和堿解氮（平均值±標準誤）Table1　Available phosphorus and available nitrogen contents under different treatments

注：小寫字母表示處理間的差異顯著性（P＜0.05）。Notes：Different lowercase letters indicate significant difference among treatments（P＜0.05）.

氮磷養(yǎng)分添加處理N，P nutrient addition treatment NP CK速效磷Available P（mg/kg）0～10 6.95±0.30c 36.35±2.96b 47.57±1.81a 6.20±速效養(yǎng)分Available nutrient土層深度Soil depth（cm）N P 0.37c 10～20 3.48±0.38b 5.89±0.69a 7.70±0.79a 3.47±0.38b堿解氮Alkaline-N（mg/kg）0～10 62.70±1.76a 53.75±1.04b 56.17±1.59b 57.5 1±1.67b 8±1.28ab 10～20 43.54±1.11a 42.62±1.34a 41.28±0.92a 35.9

2.2.2土壤堿解氮的變化規(guī)律土壤中堿解氮的含量可以較好地反映近期土壤氮素的養(yǎng)分狀況、氮素釋放的速率，堿解氮是植物可以直接利用的有效態(tài)氮［33］。試驗結果見表1所示，0～10cm和10～20cm兩個土層中，單施N肥的樣方內堿解氮含量最高，但是0～10cm和10～20cm土層中的堿解氮含量在各個施肥處理之間的差異性不同。0～10cm土層中，單獨添加N對堿解氮的促進效應最明顯，單施P和NP混合添加對堿解氮含量沒有表現出促進作用。10～20cm土層中，氮、磷養(yǎng)分添加處理與CK相比，均顯著提高了堿解氮的含量。

2.3土壤速效養(yǎng)分與土壤酶活性的相關關系

如表2，土壤中的速效磷含量和堿性磷酸酶活性在0～10cm土層中呈現出一定的負相關關系（R2=-0.51，P＜0.05）。0～10cm土層中的速效磷含量和脲酶活性也呈顯著負相關（R2=-0.61，P＜0.05）。在10～20cm土層中，速效磷含量和芳基硫酸酯酶活性呈極顯著正相關（R2=0.69，P＜0.01）。0～10 cm和10～20cm土層中的堿解氮含量和6種土壤酶之間的相關關系均不顯著。從總體上看，磷的添加對土壤酶活性的影響較大。

表2　土壤速效養(yǎng)分與土壤酶活性的相關關系Table2　The relationship of soil available nutrients and soil enzyme activities

3　討論與結論

養(yǎng)分添加可以改變胞外酶的潛在活性，土壤酶活性的改變對于土壤有機質降解和植物殘體的分解過程又是至關重要的［34］。但是土壤受多種生態(tài)因子的影響［21，35］，具有極大的復雜性和不確定性。因此，在4年氮、磷養(yǎng)分添加試驗的累積效應下，養(yǎng)分添加與土壤酶活性有著較復雜的效應。

某種特定養(yǎng)分的供應不僅會影響與之相關的特定的酶來礦化同種養(yǎng)分，而且還會礦化其他養(yǎng)分，即一種養(yǎng)分的供應在調控另一種養(yǎng)分的礦化方面發(fā)揮著一定的作用。試驗表明，氮肥與0～10 cm土層中的堿性磷酸酶活性之間有著正效應，該結果同Moorhead和Sinsabaugh［36］的研究結果一致，說明氮的供應對表層土壤中堿性磷酸酶水解磷脂、釋放有機磷、無機磷的礦化等過程有積極作用。磷肥與10～20 cm土層中的幾丁質酶活性之間也是正效應，此結果與Olander和Vitousek［31］的研究結果類似。氮、磷混合施用促進速效磷的釋放，磷的添加促進了10～20 cm土層中堿解氮的釋放。

一些研究指出，土壤酶活性和養(yǎng)分有效性之間存在著負反饋作用［29，37-38］，土壤酶活性高低是和生物對特定養(yǎng)分的需求相聯系的。該試驗中，0～10 cm土層中的速效磷含量和堿性磷酸酶活性之間存在顯著的負相關關系；氮、磷添加對0～10 cm土層中的脲酶有抑制作用，其中，在0～10 cm土層中，速效磷含量和脲酶活性之間存在著極顯著的負相關關系；氮、磷添加對10～20 cm土層中的幾丁質酶有促進作用（P添加的增幅最顯著）。

該試驗中測得的芳基硫酸酯酶活性和蔗糖酶活性沒有表現出一定的變化規(guī)律，其原因較為復雜。Jason等［39］的研究證明了近十年的施氮肥試驗，平均有72 g/（m2·年）的多余的碳被輸入到施氮肥的區(qū)域。該試驗中添加的氮肥是尿素，其成分中有碳的存在，引入土壤的多余的碳可能會對蔗糖酶活性和纖維素酶活性有一定的影響。該試驗中，氮添加就對2個土層中的纖維素酶活性有明顯的抑制作用。胡雷等［40］的研究指出，蔗糖酶活性是由一系列復雜的影響因子（土壤的有機質、氮、磷含量、微生物數量及土壤呼吸強度等因素）的影響。Olander 和Vitousek［31］的研究指出，土壤酶會被土壤中的有機質和土壤黏粒固定，在固定和降解過程中十分穩(wěn)定，因此某些養(yǎng)分循環(huán)變化可能被掩蓋了。此外，也有可能是由于高寒草甸生態(tài)系統具有自我平衡的功能，適應了外源N、P的輸入［41-42］。

土壤速效磷的含量在磷添加后顯著增加，氮磷混合施用的促進作用在0～10 cm和10～20 cm土層中都是最明顯的。說明氮磷混合添加后，氮對速效磷的釋放發(fā)揮著積極的作用。養(yǎng)分添加對0～10 cm土層中的土壤堿解氮含量的增加沒有顯著的促進作用，但是對10～20 cm土層中的堿解氮含量有顯著的促進作用。說明了高寒草甸土壤同時受到氮和磷的限制，尤其是較深土層同時受氮和磷限制的程度更大。

由6種土壤酶活性和土壤堿解氮、速效磷的變化規(guī)律，做出推測，土壤中的磷有可能是比氮更重要的養(yǎng)分限制因子，青藏高原高寒草甸的土壤受磷的限制程度可能更高。這一結果與楊曉霞等［42］在氮、磷養(yǎng)分添加處理下對植物群落地上、地下、總生物量的測定做出的推測結果較一致。在下一步的研究中，對氮、磷的添加劑量將設置濃度梯度，則反映的科學問題會更加嚴謹，更有助于為科學合理的管理青藏高原高寒草甸提供理論依據。

References：

［1］Guan S Y.Soil Enzymology and Research Method［M］.Beijing：Agricultural Press，1986：274-323.

［2］Lin X G.Principle and Method of Soil Microbiology Research［M］.Beijing：Higher Education Press，2010：243-265.

［3］Dick R P.Soil enzyme activities as integrative indicators of soil health.In：Pankhurst C E，Doube B M，Gupta V V S R.Biological Indicators of Soil Health［M］.Wellingford：CABI，1997：121-156.

［4］Mc Laren A D.Soil as a system of humus and clay immobilized enzymes.Chemica Scripta，1975，8（3）：97-99.

［5］Sinsabaugh R L，Antibus R K，Linkins A E.An enzymic approach to the analysis of microbial activity during plant litter decomposition.Agriculture Ecosystems and Environment，1991，34（1-4）：43-54.

［6］Lu H，Yao T，Li J H，et al.Vegetation and soil microorganism characteristics of degraded grasslands.Acta Prataculturae Sinica，2015，24（5）：34-43.

［7］Garcia C，Hernándes T.Biological and biochemical indicators in derelict soils subject to erosion.Soil Biology and Biochemistry，1997，29（2）：171-177.

［8］Dick R P.Soil enzyme activity as an indicator of soil quality.In：Doran J W（eds）.Defining Soil Quality for a Sustainable Environment［M］.Madison：WI，1994：107-124.

［9］Moorhead D L，Sinsabaugh R L.Simulated patterns of litter decay predict patterns of extracellular enzyme activities.Applied Soil Ecology，2000，14（1）：71-79.

［10］Acosta-Martinez V，Tabatabai M A.Enzyme activity in a liming agricultural.Biology and Fertility of Soils，2000，31（1）：85-91.

［11］Wang J H，Yin R，Zhang H Y，et al.Changes in soil enzyme activities，microbial biomass，and soil nutrient status in response to fertilization regimes in a long-term field experiment.Ecology and Environment，2007，16（1）：191-196.

［12］Guo P，Wang C Y，Jia Y，et al.Responses of soil microbial biomass and enzymatic activities to fertilizations of mixed inorganic and organic nitrogen at a subtropical forest in East China.Plant and Soil，2011，338（1-2）：355-366.

［13］Wan Z M，Song CC，Liu D Y.The enzyme activity of Calamagrostisangustifolia litter decomposition affected by exogenous nitrogen input in a freshwater marsh.Acta Scientiae Circumstantiae，2009，29（9）：1830-1835.

定理 若函數y=f(x)在區(qū)間[a,b]上的圖象是一條不間斷的曲線,且f(a)·f(b)<0,則函數y=f(x)在區(qū)間(a,b)上有零點．

［14］Edwards I P，Zak D R，Kellner H，et al.Simulated atmospheric N deposition alters fungal community composition and suppresses ligninolytic gene expression in a northern hardwood forest.Plos One，2011，6（6）：e20421.

［15］Zeng Y，Zhou L Q，Huang M F，et al.Effects of nitrogen fertilization on enzyme activities in surface layer of red soil under mulberry cultivation.Acta Ecologica Sinica，2014，34（18）：5306-5310.

［16］Andersson M，Kjoller A，Struwe S.Microbial enzyme activities in leaf litter，humus and mineral soil layers of European forests.Soil Biology and Biochemistry，2004，36（10）：1527-1537.

［17］Hobbie S E.Interactions between litter lignin and soil nitrogen availability during leaf litter decomposition in a Hawaiian montane forest.Ecosystems，2000，3（5）：484-494.

［18］Wang R Z，Dorodnikov M，Yang S，et al.Response of enzymatic activities within soil aggregates to 9-year nitrogen and water addition in a semi-arid grassland.Soil Biology and Biochemistry，2015，81（2）：359-367.

［19］Liu L，Zhu X，Sun G，et al.Effects of simulated warming and fertilization on activities of soil enzymes in alpine meadow. Pratacultural Science，2011，28（8）：1405-1410.

［20］Zhou X M.Chinese Kobresia Meadows［M］.Beijing：Science Press，2001.

［21］Dessureault-RompréJ，Zebarth B J，Georgallas A，et al.Temperature dependence of soil nitrogen mineralization rate：Comparison of mathematical models，reference temperatures and origin of soils.Geoderma，2010，157（3-4）：97-108.

［23］James T W，Rien A，George A K，et al.Enzymology under global change：organic nitrogen turnover in alpine and sub-Arcticsoils.Biochemical Society Transactions，2011，39（1）：309-314.

［24］Zhao X Q，Zhou X M.Ecological basis of alpine meadow ecosystem management in the Tibet：experiences and approaches from Haibei Alpine meadow ecosystem research station.Ambio，1999，28（8）：642-647.

［25］Tabatabai M A.Soil enzymes.In：Mickelson S H（ed）.Methods of soil analysis，Part 2.Microbiological and Biochemical Properties［M］.Madison：Soil Science Society of America，WI，1994：775-833.

［26］Tabatabai M A，Bremner J M.Arylsulfatase activity of soils.Proceedings Soil Science Society of America，1970，34（2）：225-229.

［27］Rodriguez-Kabana R，Godoy G，Morgan-Jones G，et al.The determination of soil chitinase activity：Conditions for assay and ecological studies.Plant and Soil，1983，75（1）：95-106.

［28］Gu X Y，Hu Z J.A method of determining the activity of soil chitinase.Chinese Journal of Soil Science，1994，25（6）：284-285.

［29］Bao S D.Soil Agricultural Chemistry Analysis［M］.Beijing：China Agriculture Press，1998：56-83.

［30］White A R.Visualization of cellulases and cellulose degradation.In：Brown R M（ed）.Cellulose and other Natural Polymer Systems：Biogenesis，Structure，and Degradation［M］.New York：Plenum Press，1982：489-509.

［31］Olander L P，Vitousek P M.Regulation of soil phosphatase and chitinase activity by N and P availability.Biogeochemistry，2000，49（2）：175-190.

［32］Wang C T，Long R J，Wang Q J，et al.Distribution of organic matter，nitrogen and phosphorus along an altitude gradient and productivity change and their relationships with environmental factors in the alpine meadow.Acta Prataculturae Sinica，2005，14（4）：15-20.

［33］Sun Z G，Liu J S，Yu J B.Seasonal change characteristics of alkaline hydrolysis nitrogen and total nitrogen in typical calamagrostis angustifolia wetland soils of Sanjiang Plain.Journal of Arid Land Resources and Environment，2008，23（8）：145-149.

［34］Sinsabaugh R L，Carreiro M M，Repert D A.Allocation of extracellular enzymatic activity in relation to litter composition，N deposition，and mass loss.Biogeochemistry，2002，60（1）：1-24.

［35］Burns R G.Enzyme activity in soil：location and possible role in microbial ecology.Soil Biology and Biochemistry，1982，14（5）：423-427.

［36］Moorhead D L，Sinsabaugh R L.A theoretical model of litter decay and microbial interaction.Ecological Monographs，2006，76（2）：151-174.

［37］McGill W B，Cole C V.Comparative aspects of cycling of organic C，N，S，and P through soil organic matter.Geoderma，1981，26（4）：267-286.

［38］Wright A L，Reddy K R.Phosphorus loading effects on extracellular enzyme activity in Everglades Wetland soils.Soil Science Society of America，2001，65（2）：588-595.

［39］Jason C N，Alan R T，Gerd G，et al.Variable effects of nitrogen addition on the stability and turnover of soil carbon.Nature，2002，419（10）：915-917.

［40］Hu L，Wang C T，Wang G X，et al.Changes in the activities of soil enzymes and microbial community structure at different degradation successional stages of alpine meadows in the headwater region of Three Rivers，China.Acta Prataculterae Sinica，2014，23（3）：8-19.

［41］Hobbie S H，Vitousek P M.Nutrient limitation of decomposition in Hawaiian forests.Ecology，2000，81（7）：1867-1877.

［42］Yang X X，Ren F，Zhou H K，et al.Responses of plant community biomass to nitrogen and phosphorus additions in an alpine meadow on the Qinghai-Xizang Plateau.Chinese Journal of Plant Ecology，2014，38（2）：159-166.

［1］關松蔭.土壤酶及其研究法［M］.北京：農業(yè)出版社，1986.

［2］林先貴.土壤微生物研究原理與方法［M］.北京：高等教育出版社，2010.

［6］盧虎，姚拓，李建宏，等.高寒地區(qū)不同退化草地植被和土壤微生物特性及其相關性研究.草業(yè)學報，2015，24（5）：34-43.

［11］王俊華，尹睿，張華勇，等.長期定位施肥對農田土壤酶活性及其相關因素的影響.生態(tài)環(huán)境，2007，16（1）：191-196.

［13］萬忠梅，宋長春，劉德燕.氮輸入對沼澤濕地小葉章枯落物分解過程中酶活性的影響.環(huán)境科學學報，2009，29（9）：1830-1835.

［15］曾艷，周柳強，黃美福，等.不同施氮量對桑園紅壤耕層酶活性的影響.生態(tài)學報，2014，34（18）：5306-5310.

［19］劉琳，朱霞，孫庚，等.模擬增溫與施肥對高寒草甸土壤酶活性的影響.草業(yè)科學，2011，28（8）：1405-1410.

［20］周興民.中國嵩草草甸［M］.北京：科學出版社，2001.

［22］王紹強，于貴瑞.生態(tài)系統碳氮磷元素的生態(tài)化學計量學特征.生態(tài)學報，2008，28（8）：3937-3947.

［28］顧向陽，胡正嘉.一種測定土壤幾丁質酶活性的方法.土壤通報，1994，25（6）：284-285.

［29］鮑士旦.土壤農化分析［M］.北京：中國農業(yè)出版社，1998.

［32］王長庭，龍瑞軍，王啟基，等.高寒草甸不同海拔梯度土壤有機質、氮磷分布和生產力變化及其與環(huán)境因子的關系.草業(yè)學報，2005，14（4）：15-20.

［33］孫志高，劉景雙，于君寶.三江平原小葉章濕地土壤中堿解氮和全氮含量的季節(jié)變化特征.干旱區(qū)資源與環(huán)境，2009，23（8）：145-149.

［40］胡雷，王長庭，王根緒，等.三江源不同退化演替階段高寒草甸土壤酶活性和微生物群落結構的變化.草業(yè)學報，2014，23（3）：8-19.

［42］楊曉霞，任飛，周華坤，等.青藏高原高寒草甸植物群落生物量對氮、磷添加的響應.植物生態(tài)學報，2014，38（2）：159-166.

The effect of nitrogen and phosphorus applications on soil enzyme activities in Qinghai—Tibetan alpine meadows

SUN Ya-Nan1，2，LI Qian1，LI Yi-Kang1，2，LIN Li1，DU Yan-Gong1，CAO Guang-Min1*
1.Northwest Institute of Plateau Biology，Chinese Academy of Sciences，Xining 810008，China；2.University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，China

This study investigates the effect of nitrogen and phosphorus applications on soil nutrient cycles，focusing on soil enzyme activities in particular.Enzyme activities and available nutrients have been measured in plots of Qinghai-Tibetan alpine meadow with 4 years of N and P fertilizer application.The study focuses on six soil enzyme activities that represent several significant nutrient cycles（C，N，P，S）.The results showed that the contents of available phosphorus and alkaline nitrogen increased under the different treatments.The activities of alkaline phosphatase，urease，chitinase and cellulase vary significantly under the different treatments，while there is no significant difference in the activities of arylsulfatase and sucrase.In soils at a depth of 0-10cm，nitrogen applications have a positive effect and phosphorus applications a negative effect on alkaline phosphatase activity.Urease activity is repressed in 0-10cm soils under both nitrogen and phosphorus treatments.In soils at a depth of 10-20cm，chitinase activity is significantly promoted by nitrogen and phosphorus applications，and especially by phosphorus.Cellulase activity at both soil depths is repressed by nitrogen treatment.The results indicate that nitrogen supply effects the mineralization of P and that phosphorus supply can promote the decrease of N.The relative degree of phosphorus limitation may be higher than nitrogen limitation in Qinghai-Tibetan alpine meadows.

Qinghai-Tibetan Alpine meadow；soil enzyme activities；available phosphorus；alkaline nitrogen；nutrient cycle；phosphorus limitation

10.11686/cyxb2015188

2015-04-13；改回日期：2015-06-29

國家973自然科學基金項目（2014CB954002）和青海省科技促進新農村計劃項目（2013-N-540）資助。

孫亞男（1989-），女，甘肅武威人，在讀碩士。E-mail：luckyyazi@163.com

Corresponding author.E-mail：caogm@nwipb.ac.cn