高寒草地不同灌叢化梯度下土壤酶活性研究

張東，侯晨，馬文明，王長庭，鄧增卓瑪，張婷

（西南民族大學青藏高原研究院，四川 成都 610041）

青藏高寒草地是我國重要的碳匯區(qū)，0~1 m 土層中土壤有機碳（soil organic carbon， SOC）含量達33.5 Pg，占全國SOC 的23.44%，是全球SOC 庫的2.4%，因此，該區(qū)域SOC 儲量的輕微變化，將會對區(qū)域乃至全球碳循環(huán)和氣候變化產生重要影響[1］。近年來，由于氣候變暖和過度放牧，該地區(qū)灌叢化現(xiàn)象日漸嚴重。1999-2009 年，青藏高原地區(qū)39%的高寒草原已發(fā)生灌叢化[2］。最新研究表明，青藏高原東緣地區(qū)灌叢在1987-2018 年整體呈增長趨勢，截至2000 年，灌叢增長26.9%，2000-2013 年增長約32.7%。灌木侵入將改變草地地上生物量及各功能群生物量，導致土壤養(yǎng)分空間分布異質化[3］。同時，灌木可通過改變凋落物基質質量并減少表面有機物的光氧化，增加凋落物累積，進而影響土壤碳庫[4］。劉超文等[5］的研究表明，灌木擴張將影響土壤呼吸強度，改變土壤養(yǎng)分動態(tài)。Li 等[6］利用Meta-analysis 方法研究表明，草地灌叢化對0~50 cm 土層SOC 含量有較大影響，在-50%~300%內變化，同時SOC 含量在半干旱和潮濕地區(qū)呈增加態(tài)勢，豆科灌木侵入的草地增加幅度更大。目前，灌叢化對土壤碳庫的影響仍存在爭議。如熊小剛等[7］研究發(fā)現(xiàn)，小葉錦雞兒（Caragana microphylla）侵入提高了原樣地SOC 含量；何俊齡[8］發(fā)現(xiàn)，金露梅（Potentilla fruticosa）侵入青藏高原高寒草甸，同樣提高了原樣地SOC含量；Turnbull 等[9］研究表明，在不同梯度灌木侵入下，灌叢樣地土壤有機質含量均顯著高于未灌叢化草地。而劉小龍等[10］對若爾蓋高寒草地灌叢化研究發(fā)現(xiàn)，高山繡線菊（Spiraea alpina）灌叢斑塊土壤有機質含量降低了3.7%；杜慧平等[11］發(fā)現(xiàn)金露梅侵入高寒珠芽蓼（Polygonum viviparum）草地后SOC 含量減少了29%；Hughes等[12］研究表明牧豆樹屬（Prosopis）灌木侵入后溫帶稀樹草原表層SOC 含量無明顯變化；丁威等[13］以小葉錦雞兒為研究對象，發(fā)現(xiàn)輕度、中度和重度灌叢化草地的植被葉片和土壤C、N 庫差異均不顯著。灌木侵入對土壤碳庫的影響至今尚無一致結論，且不同梯度灌木侵入相關研究較少，而土壤酶作為有機質的重要分解者，土壤養(yǎng)分活化、周轉及遷移的驅動者，是影響土壤碳庫的關鍵因子，在土壤物質轉化過程中發(fā)揮著重要的作用[14］。史惠蘭等[15］研究發(fā)現(xiàn)，金露梅侵入顯著增加了樣地土壤過氧化氫酶、蔗糖酶及脲酶活性。研究表明土壤酶活性在不同土層深度具有較大差異[16］，且較多研究[17-19］均表明土壤酶活性隨土層加深而逐漸降低。雖然灌叢化現(xiàn)象在我國較為普遍，但目前關于青藏高原地區(qū)灌叢化影響下土壤酶活性變化研究相對較少，且研究多集中在土壤表層，對次表層及更深土層研究較少，因此進一步揭示高寒地區(qū)灌叢化對土壤酶活性的影響尤為必要。

灌叢化梯度按照蓋度可分為重度灌叢化（蓋度>60%）、中度灌叢化（蓋度為40%~60%）和輕度灌叢化（蓋度為20%~40%）[20］。草地灌叢化后，土壤中地上和地下輸入的有機碳的質與量都將發(fā)生變化，而土壤中物質循環(huán)的驅動者酶的活性是否受不同灌叢化梯度的影響，這種影響在不同的土層深度將怎樣變化？基于此，本研究擬利用3 種高寒草地典型灌叢和3 個灌叢化梯度，探討不同灌叢化梯度對高寒草地土壤理化性質以及土壤酶活性變化的影響，以期為高寒草地土壤碳庫管理提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于四川省紅原縣境內（32°49′38″ N，102°34′21″ E，平均海拔3485 m）。該區(qū)域處于四川盆地向青藏高原過渡的高原區(qū)，屬于大陸性高原季風氣候，年均溫1.4 ℃，日溫差大，且干濕季節(jié)分明，年均降水量791 mm，年蒸發(fā)量為648 mm。土壤以高山灌叢草甸土為主，坡積物為成土母質。草地植被類型為高寒草甸，由草本和灌木植物構成，復合群落的總蓋度約達70%，其中灌木的分蓋度約50%，草本層植物種類和生物量較少，分蓋度約30%。典型灌木為金露梅、高山繡線菊和小葉錦雞兒。未灌叢化草地植被類型主要有禾本科、莎草科、菊科、豆科和毛茛科，其中伴生種中的禾本科與莎草科主要種類有發(fā)草（Deschampsia cespitosa）、垂穗披堿草（Elymus nutans）、垂穗鵝觀草（Roegneria nutans）、剪股穎（Agrostis clavata）、溚草（Koeleria cristata）、草地早熟禾（Poa pratensis）。本試驗樣地基本概況如表1 所示。

表1 研究區(qū)基本概況Table 1 General information on the study area

1.2 研究方法

1.2.1 樣品采集 于2021 年7 月，根據研究區(qū)草地灌叢化發(fā)展程度，參考Liao 等[20］劃分的3 個灌叢等級，每個灌叢化樣地設置為50 m×50 m，在樣地內選擇輕度（3 個重復樣方，1 m×1 m）和重度灌叢化（3 個重復樣方，1 m×1 m）采樣區(qū)（海拔及朝向相同）。3 個典型灌叢類型（小葉錦雞兒、高山繡線菊和金露梅）×2 個灌叢化梯度×3 個重復+3 個未灌叢化草地共21 個樣方。每個樣地內沿對角線選取6 個點，用土鉆采集0~10 cm、10~20 cm、20~40 cm、40~60 cm 和60~80 cm 5 個不同深度的土壤樣品（3 個重復），注意每一層樣品取完后及時清理土鉆再進行下一次采樣。

1.2.2 樣品處理及分析 按照《土壤農業(yè)化學分析方法》[21］中標準方法測定土壤理化性質，采用105 ℃烘干法測定土壤含水率（soil water content，SWC），采用雷磁pH 計（Remagnet pH meter，pHSJ-6L，中國）測定pH（水土比1∶5）；采用重鉻酸鉀-硫酸溶液滴定法測定土壤有機碳（soil organic carbon）含量；采用凱氏定氮儀（Kjeltec Nitrogen Analyzer，NKY6120，德國）測定全氮（total nitrogen，TN）含量。按照《土壤酶及其研究法》[22］中標準方法測定土壤酶活性，采用磷酸銅比色法測定蔗糖酶活性，采用靛酚藍比色法測定脲酶活性，采用碘量滴定法測定多酚氧化酶活性，采用硝基酚比色法測定葡萄糖苷酶活性，采用茚三酮比色法測定蛋白酶活性，采用蒽酮比色法測定纖維素酶活性。

1.3 數(shù)據處理

采用SPSS 22.0 軟件統(tǒng)計分析數(shù)據。使用單因素方差分析（one-way analysis of variance）檢驗不同灌叢類型、不同灌叢化梯度以及不同土層的土壤理化性質差異性（統(tǒng)計檢驗的概率顯著性水平為P=0.05）。在使用方差分析之前，對所有數(shù)據進行正態(tài)分布與方差齊性檢驗。采用CANOCO 5 軟件冗余分析（redundancy analysis，RDA）功能分別對5 個土層深度的土壤酶與環(huán)境因子的關系進行分析，采用結構方程模型（structural equation modeling，SEM）來模擬不同灌叢化梯度、土壤理化性質和酶活性之間的關系，模型中的路徑系數(shù)和決定系數(shù)（R2）由AMOS 23 軟件來計算，采用Origin 2018 繪圖。

2 結果與分析

2.1 高寒灌叢化草地土壤理化性質

試驗結果表明（表2），除小葉錦雞兒（重度）外，在0~10 cm、40~60 cm 土層，不同灌叢化梯度草地的土壤pH均顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）；在10~20 cm 土層，高山繡線菊（輕、重度）和金露梅（重度）顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）；在20~40 cm、60~80 cm 土層，未灌叢化草地顯著低于各灌叢化草地（P<0.05）。

表2 不同灌叢化梯度對土壤理化性質的影響Table 2 Effect of different shrub encroachment gradients gradients on soil physicochemical properties

在0~40 cm 土層，不同灌叢化梯度草地土壤含水率均顯著低于未灌叢化草地（P<0.05）；在40~60 cm 土層，未灌叢化草地土壤含水率顯著高于小葉錦雞兒（輕、重度）及金露梅（輕）灌叢化樣地（P<0.05）；在60~80 cm 土層，小葉錦雞兒（輕、重度）及金露梅（輕、重度）灌叢化樣地土壤含水率顯著低于未灌叢化草地（P<0.05）。

不同程度灌叢化草地對土壤表層SOC 含量影響較大。在0~10 cm 土層，未灌叢化草地土壤SOC 含量顯著低于金露梅（輕、重度）、高山繡線菊（輕度）及小葉錦雞兒（輕度）草地；在10~20 cm 土層，未灌叢化草地顯著低于各灌叢化草地（P<0.05）；在20~60 cm 土層中SOC 含量無顯著差異；在60~80 cm 土層中，各灌叢化處理與未灌叢化草地間差異不顯著。

灌叢化顯著降低了表層土壤TN 含量。在0~20 cm 土層中，未灌叢化草地TN 含量顯著高于各灌叢化草地（P<0.05）；在40~60 cm 土層中，高山繡線菊（重度）和金露梅（重度）TN 含量顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）；在60~80 cm 土層中，高山繡線菊重度、金露梅重度灌叢化草地TN 含量顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）。

2.2 不同灌叢化草地土壤酶活性特征

3 種灌叢（輕、重度）總體上降低了土壤酶活性，且輕度灌叢化影響較大。不同土壤酶活性對輕度灌叢化的響應存在差異（圖1）。3 種輕度灌叢化樣地和未灌叢化樣地蔗糖酶活性：0~10 cm 土層金露梅顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），10~20 cm 土層金露梅、小葉錦雞兒顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），20~40 cm 土層3 種灌叢化草地均顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），40~80 cm 土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05）；脲酶活性：0~20 cm 各土層金露梅、小葉錦雞兒顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），20~60 cm 各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05）；多酚氧化酶活性：各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地均無顯著性差異（P>0.05）；葡萄糖苷酶活性：0~20 cm 各土層中3 種灌叢化草地顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），20~40 cm 土層中金露梅、小葉錦雞兒顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），60~80 cm 土層中金露梅、小葉錦雞兒顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）；蛋白酶活性：各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地均無顯著差異（P>0.05）；纖維素酶活性：0~10 cm、40~80 cm 各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地均無顯著差異（P>0.05），10~20 cm 土層金露梅、高山繡線菊顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），20~40 cm 土層3 種灌叢化草地均顯著低于未灌叢化草地（P<0.05）。

圖1 輕度灌叢化各樣地的土壤酶活性Fig.1 Soil enzyme activity of sample plots under lightly shrub covered

不同土壤酶活性對重度灌叢化的響應存在差異（圖2）。3 種重度灌叢化樣地和未灌叢化樣地蔗糖酶活性：0~20 cm 土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05），20~40 cm 土層未灌叢化草地與小葉錦雞兒灌叢化草地有顯著差異（P<0.05），40~80 cm 土層未灌叢化草地與高山繡線菊灌叢化草地有顯著差異（P<0.05）；脲酶活性：0~10 cm 土層金露梅、小葉錦雞兒與未灌叢化草地有顯著差異（P<0.05），10~20 cm 土層小葉錦雞兒和金露梅顯著低于未灌叢化草地（P<0.05）；多酚氧化酶活性：10~20 cm 土層金露梅與未灌叢化草地有顯著差異（P<0.05），20~40 cm 土層金露梅與高山繡線菊有顯著差異（P<0.05），且20~80 cm 各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05）；葡萄糖苷酶活性：0~10 cm 土層未灌叢化草地顯著高于灌叢化草地（P<0.05），10~40 cm 土層未灌叢化草地顯著高于金露梅、小葉錦雞兒灌叢化草地（P<0.05），60~80 cm 土層高山繡線菊顯著高于未灌叢化草地（P<0.05）；蛋白酶活性：0~20 cm 各土層3 種灌叢化草地顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），20~40 cm 土層小葉錦雞兒顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），40~60 cm 土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05），60~80 cm 土層金露梅顯著低于未灌叢化草地（P<0.05）；纖維素酶活性：20~40 cm 土層金露梅、小葉錦雞兒顯著低于未灌叢化草地（P<0.05），其余各土層3 種灌叢化草地與未灌叢化草地無顯著差異（P>0.05）。

圖2 重度灌叢化各樣地的土壤酶活性Fig.2 Soil enzyme activity of sample plots under heavily shrub covered

2.3 不同灌叢化梯度及不同土層土壤酶活性特征

不同灌叢化梯度下土壤酶活性總體隨土層加深而遞減（圖3）。輕度灌叢化影響下，與未灌叢化草地相比，高山繡線菊（圖3a）、小葉錦雞兒（圖3b）與金露梅（圖3c）灌叢樣地在0~40 cm 各土層中，蔗糖酶、脲酶和葡萄糖苷酶活性均呈降低趨勢，且3 種酶活性均在金露梅灌叢樣地中降幅較明顯，蔗糖酶活性在20~40 cm 土層降低35.3%，脲酶和葡萄糖苷酶活性在10~20 cm 土層分別降低25.7%、44.9%。蛋白酶和纖維素酶活性在0~80 cm 各土層中均呈降低趨勢，2 種酶活性均在金露梅灌叢樣地20~40 cm 土層降幅較明顯，分別降低54.5%（蛋白酶）和52.8%（纖維素酶）。多酚氧化酶活性在金露梅灌叢樣地各土層中呈降低趨勢，在10~20 cm 土層最明顯（37.3%）。

重度灌叢化影響下，與未灌叢化草地相比，高山繡線菊（圖3a）、小葉錦雞兒（圖3b）與金露梅（圖3c）灌叢化樣地在0~20 cm 土層中，蔗糖酶、脲酶和葡萄糖苷酶活性均呈降低趨勢，且3 種酶活性均在金露梅灌叢樣地10~20 cm 土層中降幅較明顯，分別降低25.7%、24.8%和37.9%。蛋白酶和纖維素酶活性在0~40 cm 各土層中呈降低趨勢，其中蛋白酶活性在金露梅灌叢樣地10~20 cm 土層降低38.2%、纖維素酶活性在小葉錦雞兒灌叢樣地20~40 cm 土層中降低52.8%。多酚氧化酶活性在金露梅灌叢樣地各土層中呈降低趨勢，在60~80 cm 土層最明顯（90.0%）。

2.4 土壤酶活性調控因子

采用RDA 排序模型，利用方差膨脹因子分析，對5 個環(huán)境因子進行共線性分析，所有環(huán)境因子變量都小于10，各土層土壤理化性質對土壤酶相關性RDA 分析結果如圖4 所示。所有環(huán)境因子解釋率分別為：0~10 cm（圖4a）60.4%、10~20 cm（圖4b）65.1%、20~40 cm（圖4c）62.9%、40~60 cm（圖4d）54.2% 和60~80 cm（圖4e）46.5%。各土層土壤酶活性的主要解釋因子均為SWC，分別可解釋土壤酶活性變異的41.2%、50.5%、37.1%、41.5%和26.0%。

SEM 分析進一步探究了不同灌叢化梯度下土壤理化性質和土壤酶活性之間的作用關系（圖5）。結果顯示，不同灌叢化梯度可直接顯著正向影響蔗糖酶（0.14）、脲酶（0.15）和纖維素酶（0.15）（P<0.01），葡萄糖苷酶（0.11）、蛋白酶（0.08）（P<0.05）；對多酚氧化酶活性無顯著影響（P>0.05）。不同灌叢化梯度也可顯著正向影響pH（0.27）（P<0.001），進而負向影響葡萄糖苷酶（-0.13）（P<0.05），蛋白酶（-0.21）和纖維素酶（-0.23）活性（P<0.001）；或通過正向影響pH，進一步負向影響TN（-0.43）（P<0.001），進而對蔗糖酶（0.43）、脲酶（0.46）、多酚氧化酶（0.33）、葡萄糖苷酶（0.52）、蛋白酶（0.61）和纖維素酶（0.57）活性產生正向影響（P<0.001）。不同灌叢化梯度也可通過顯著正向影響SOC（0.25）（P<0.01），進而影響多酚氧化酶活性（0.18）（P<0.01）；或通過直接影響SOC，進一步正向影響TN（0.21）（P<0.05），進而對蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶活性產生影響。雖然灌叢化梯度不直接顯著影響SWC（-0.09）（P>0.05），但SWC 仍是影響酶活性的主要因子，其可通過負向影響土壤pH（-0.52）（P<0.001）、正向影響SOC（0.29）（P<0.01）再影響TN，進而影響酶活性。不同灌叢化梯度主要影響SOC、pH 和SOC∶TN，對SWC 和TN 無顯著影響。

圖5 不同灌叢化梯度下各土壤性質與土壤酶結構方程模型分析Fig. 5 Structural equation model of soil physical and chemical properties and enzyme activities of grassland with shrub encroachment gradients

3 討論

3.1 不同灌叢化梯度對土壤性質的影響

草地灌叢化（shrub encroachment）作為一種全球性現(xiàn)象，改變了原有生態(tài)系統(tǒng)結構和功能[18］，且不同灌叢化梯度對土壤的影響不同，本研究結果表明：相比于未灌叢化草地，輕度和重度灌叢化影響下土壤理化性質及土壤酶（蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶、纖維素酶和多酚氧化酶）活性差異較大（圖1 和圖2），且輕度灌叢化對土壤酶活性影響較大（圖1）?？傮w上高山繡線菊、小葉錦雞兒和金露梅3 種灌叢在輕度和重度梯度下SWC、pH、有機質及土壤酶活性變化特征基本一致，灌叢化（輕、重度）降低了土壤酶活性及SWC、TN 含量，增加了土壤SOC 含量，土壤pH 略微上升，但土壤仍呈微酸性（pH 5.5~6.5），且各指標均隨土壤深度增加呈下降趨勢（圖3）。

土壤作為土壤酶發(fā)生作用的載體，其性質的變化對土壤酶活性影響明顯。土壤酶是土壤中具有催化作用的一類蛋白類化合物，其來源主要為動植物殘體、微生物代謝以及植物根系分泌物[23］。土壤酶活性高低調控著土壤碳氮循環(huán)，影響土壤養(yǎng)分周轉和積累，催化土壤中各種有機、無機物質的轉化，對土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質循環(huán)和能量流動起重要作用，同時其也是評價土壤質量的關鍵指標。本研究中3 種灌木灌叢化（輕、重度）草地淺層土壤蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶5 種水解酶活性均低于未灌叢化草地（圖3），且隨著土層加深各土壤酶活性差異不顯著，這可能是灌木侵入改變了原有草原生態(tài)系統(tǒng)的平衡，草灌資源競爭差異導致[24］，Liao 等[25］研究發(fā)現(xiàn)，草本凋落物比木本凋落物更適合作為微生物基質和土壤酶催化底物，且隨著灌叢化梯度的加劇，使植被地下根系數(shù)量減少，土壤中凋落物及腐殖質減少，進而影響土壤微生物數(shù)量，降低土壤酶活性，導致土壤質量下降，影響土壤礦化速率[26］，因此未灌叢化草地各土壤酶的活性高于灌叢化草地。

在本研究中，未灌叢化草地0~40 cm 土層土壤SWC 含量均高于輕度、重度灌叢化草地，可能是灌木侵入破壞了高寒草甸草地原有的復雜根系結構，且試驗樣地中，灌木侵入導致原草地形成空斑，使蒸發(fā)量上升、土壤保水性降低，從而降低了土壤SWC，同時水分作為影響酶反應的溶劑，3 種灌木在輕度、重度灌叢化條件下均不同程度降低了土壤酶（蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶、纖維素酶和多酚氧化酶）活性；未灌叢化草地0~20 cm 土層土壤TN 含量均高于輕度、重度灌叢化草地，可能是因為試驗樣地垂穗披堿草等優(yōu)勢草本本身具有較高的氮含量，灌木侵入導致優(yōu)勢種被取代，地上生物量降低和凋落物成分改變[27］，進而使TN 含量降低。同時脲酶作為土壤N素狀況的表征因子，3 種灌叢在輕度和重度灌叢化影響下均不同程度降低了土壤脲酶活性，研究表明[28］，土壤脲酶活性和土壤供氮能力呈正比，其活性降低將影響凋落物分解進程，減弱氮元素釋放，不利于該地區(qū)氮素的積累。灌木侵入在改變植被類型的同時，地上、地下凋落物基質質量、種類及微環(huán)境也發(fā)生相應改變，而pH 作為影響酶活性的重要因素，pH 的輕微變化將對不同土壤酶活性產生影響，試驗結果顯示，對比未灌叢化草地，3 種灌叢化草地（輕、重度）土壤pH 均有所上升，但輕度、重度灌叢化樣地之間差異不顯著，且pH 變化和土壤SWC 變化密切相關，灌木侵入改變了原樣地植被類型及土壤微環(huán)境，降低了土壤導水率、透水及透氣性[29］，使土壤pH 值略微上升，進而影響了土壤酶活性。

蔗糖酶作為評價土壤肥力水平的重要指標，輕度和重度灌叢化影響下土壤蔗糖酶活性降低，可表征灌叢侵入降低了該地區(qū)淺層土壤肥力，減弱了土壤碳循環(huán)效率，且輕度灌叢化對蔗糖酶活性影響更大。葡萄糖苷酶和纖維素酶可將大分子物質水解成植物易吸收的小分子物質，對土壤碳、氮循環(huán)具有重要作用，其活性降低也說明灌木侵入降低了原生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)效能。蛋白酶與土壤有機碳、有機氮含量顯著正相關，其活性降低說明灌木侵入不利于該地區(qū)土壤蛋白質水解和轉化，將減緩土壤有機碳、有機氮含量的積累，但本試驗結果顯示，輕度和重度灌叢化均顯著增加了土壤SOC 含量，而土壤蛋白酶活性仍呈減弱趨勢，可能是其他環(huán)境因子占主導，如TN 及SWC等。多酚氧化酶活性和灌叢化梯度無顯著相關性，可能是影響多酚氧化酶活性的其他環(huán)境因子占主導地位，如溫度和氧氣[30］，郝建朝等[31］研究發(fā)現(xiàn)，氧氣充足的條件下多酚氧化酶活性是缺氧條件下的1.6 倍，其在45 ℃時活性最高，且多酚氧化酶在pH 為4~7 時活性變化不明顯。由于本試驗樣地的特殊性，樣地的高含水率可能導致土壤氧氣含量達不到多酚氧化酶的最適需氧條件，且試驗地年均溫1.4 ℃，晝夜溫差較大，土壤溫度達不到其最適酶活溫度，且本試驗結果顯示，各樣地各土層pH 值5~6，pH 值對多酚氧化酶活性影響不顯著（P>0.05），印證了郝建朝等[31］的研究結論。多酚氧化酶活性的結果表明，在宏觀尺度上，灌叢化對該研究區(qū)土層溫度、氧氣含量影響較弱。蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶活性隨土層深度增加而遞減，可能是因為表層土壤具有較高的外源性碳輸入，如植物凋落物、根系分泌物等[32］，試驗結果也顯示，不同梯度灌木侵入顯著增加了土壤表層SOC 含量，這可能與本試驗中的灌叢均為落葉灌木有關，其葉片凋落物向灌叢斑塊下輸入大量的有機質，使得灌叢下方土壤SOC 含量升高[33］。且表層較高的氧氣及水熱條件更適宜微生物繁殖，微生物活性顯著高于深層[8］，其與土壤酶活性具有極強的耦合，存在正向反饋，微生物進行代謝分泌胞外酶分解低質量凋落物（高木質素含量），通過外修飾作用，將較大體積的凋落物或動物殘體分解，釋放更多的土壤酶，因此灌叢和草地表層以及淺層土壤酶活性高于深層。蔗糖酶、脲酶、多酚氧化酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶活性在重度灌叢化梯度下各土層內高于輕度灌叢化，隨著pH 升高土壤酶活性受到顯著影響，但多酚氧化酶活性在輕度灌叢化和重度灌叢化各個土層變化不顯著，整體來看土壤酶在輕度和重度灌叢化都呈隨著土層深度加深活性降低的趨勢，該結果與哈文秀等[34］的研究結果相似。蔗糖酶、葡萄糖苷酶和纖維素酶都參與土壤有機質的轉化過程，在碳循環(huán)中起著重要作用，其活性受到土壤微生物、有機質的影響，酶活性的變化可預示著土壤中有機質的變化。

3.2 不同灌叢化梯度土壤酶活性影響因子分析

草地向不同灌叢轉化的過程中，土壤理化性質和土壤酶活性之間存在一定的相關性，本研究RDA 分析結果表明（圖4），各環(huán)境因子對土壤酶活性在不同土層中解釋度不一致，但主要解釋因子均為SWC，SEM 分析（圖5）進一步探究不同灌叢化梯度下土壤理化性質和土壤酶活性之間的作用關系，結果和RDA 分析一致，SWC 是影響酶活性的重要因子，這和前人的研究結果一致[35-36］，其可通過直接影響土壤酶活性，或間接影響pH、SOC 和TN，進而影響土壤酶活性。這可能和采樣地的特殊性相關，青藏高原高寒草甸區(qū)根系分布主要集中在0~30 cm 土層，根系分布層強烈影響著SWC 含量[37］，灌叢入侵改變了原有草原生態(tài)系統(tǒng)根系的空間分布，進而改變SWC 分布格局，影響了土壤酶活性。灌木侵入顯著影響土壤pH（圖5），pH 顯著影響土壤碳循環(huán)，本研究表明（圖5），葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶活性和pH 值顯著負相關，可能是植物凋落物分解產生大量CO2引起的土壤酸化增加了土壤中C、N 等營養(yǎng)元素的含量，提高了土壤微生物活性，進而促進了土壤酶活性的升高[38］。但對蔗糖酶、脲酶和多酚氧化酶活性影響不顯著，可能是不同灌叢化梯度下各參與土壤碳氮循環(huán)的土壤酶之間協(xié)同關系存在差異[39］，故部分土壤酶活性差異不顯著。同時，SOC[40］和TN[41］也是影響土壤酶活性的重要因子，可能是灌木侵入引起的土壤外源有機質的改變，會顯著影響土壤微生物效應[42］，外源有機質的分解和轉化需要土壤微生物和土壤酶的協(xié)同作用，而土壤微生物是影響土壤SOC 和TN 含量的重要因子，故SOC、TN 和土壤酶活性顯著相關。

4 結論

高寒草地灌叢化改變了土壤性質及土壤酶活性，灌叢化顯著提高土壤表層pH 和SOC 含量，顯著降低SWC和TN 含量（P<0.05），不同灌叢化梯度下土壤酶活性總體隨土層加深而遞減。蔗糖酶、脲酶、葡萄糖苷酶、蛋白酶和纖維素酶在表層土壤活性低于未灌叢化草地，活性降低表明灌叢侵入對該地區(qū)碳循環(huán)產生消極影響。蛋白酶與脲酶活性的降低會對氮循環(huán)產生消極影響。同時，SWC 是影響該地區(qū)土壤酶活性的主要因子，其可通過直接影響土壤酶活性，或間接影響pH、SOC 和TN，進而影響土壤酶活性。綜上，酶活性可作為該區(qū)域土壤碳氮循環(huán)指示指標，與土層深度、SWC 和SOC 等環(huán)境因素有關。故本研究表明，灌叢化梯度不斷加大，會顯著降低該地區(qū)土壤酶活性，可能對土壤物質循環(huán)產生一定的負向影響。