兩種芒萁覆蓋度下毛竹林土壤酶活性及生態(tài)化學計量特征比較研究

董國鑫，黃雪蔓＊，王 一，任立寧

(1. 廣西大學 林學院，廣西 南寧 530004；2. 國際竹藤中心 竹藤科學與技術重點實驗室，北京 100102；3. 四川長寧竹林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，四川 宜賓 644000；4. 中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所，北京 100091)

土壤酶作為土壤生物產(chǎn)生的高效活性物質(zhì)，催化大分子有機物分解為易被植物和微生物同化利用的碳源和養(yǎng)分，進而參與生態(tài)系統(tǒng)碳（C）、氮（N）、磷（P）循環(huán)過程[1]。常見的土壤酶通常被分為C 循環(huán)酶：β-葡糖苷酶、多酚氧化酶和過氧化物酶，N 循環(huán)酶：N-乙酰-葡糖苷酶和亮氨酸氨基肽酶，P 循環(huán)酶：酸性磷酸酶。越來越多的研究表明：除了溫度和濕度等環(huán)境因子外，土壤養(yǎng)分、底物供應（凋落物輸入）和土壤微生物群落組成也是調(diào)控土壤酶活性的重要因子[2-4]?！百Y源配置理論”[5]和“最優(yōu)分配原則”[6]認為在參與調(diào)控土壤C、N、P 循環(huán)過程中，土壤生物優(yōu)先分配給缺乏的資源以緩解土壤碳和養(yǎng)分的限制作用，說明C、N、P 循環(huán)酶產(chǎn)量應對生物和非生物因子變異的協(xié)同和權衡響應?；诖诵纬傻耐寥烂干鷳B(tài)化學計量特征可以定量的表述土壤微生物受到C、N、P 的相對限制作用[7]。已有研究多關注于土壤酶活性對生物和非生物因子變化的響應，近年來，越來越多的研究利用土壤酶生態(tài)化學計量特征表征地下生態(tài)學過程中的元素限制作用。

毛竹（Phy llostachys edulis(Carr. ) Lehaie）作為我國面積最大，分布最廣的竹種，廣泛分布于我國亞熱帶地區(qū)[8]。芒萁（Dicranopteris dichotoma(Thunb. ) Berhn.）是毛竹林常見并廣泛分布的林下植被，在粗放式經(jīng)營毛竹林中呈強烈聚集分布[9-10]。芒萁可與毛竹競爭P 元素，加劇竹林P 元素限制作用[11]。此外，芒萁和毛竹凋落物的異速分解過程也勢必會改變竹林土壤底物供應[12-13]。土壤養(yǎng)分和底物供應的變化如何影響土壤酶活性及其生態(tài)學計量特征尚不清楚。以往的研究多關注于毛竹林經(jīng)營措施、林地轉化和模擬氣候變化背景下土壤酶活性的變化[14-16]，對毛竹林下植被如何影響土壤酶活性的研究較少，這也限制了深入探索在毛竹林高效培育過程中林地生產(chǎn)力的長期維持能力。土壤團聚體是土壤結構的基本單元，不同粒徑團聚體的可接觸性、養(yǎng)分含量和微生物群落組成等性質(zhì)的差異直接影響著土壤酶活性，進而影響土壤C 固持和養(yǎng)分供給[17]。先前研究發(fā)現(xiàn)，不同芒萁蓋度下的毛竹林土壤團聚體組成和養(yǎng)分具有明顯差異[11]。區(qū)分土壤團聚體組成及與之相關的土壤酶活性可以比未進行團聚體分級的混合土壤更有效、快速的反映土壤養(yǎng)分循環(huán)的變化[3,18]。因此，了解團聚體酶活性變化特征，對掌握竹林土壤養(yǎng)分變化具有重要的意義。本研究以四川省長寧縣粗放經(jīng)營的毛竹林為研究對象，探究不同蓋度芒萁對毛竹林土壤團聚體酶活性及生態(tài)化學計量特征的影響，以期為深入認識林下植被不同蓋度下毛竹林地力差異和制定高效經(jīng)營措施提供科學依據(jù)和基礎數(shù)據(jù)。

1 材料和方法

1.1 試驗區(qū)概況

研究地點位于四川省宜賓市長寧縣蜀南竹海自然保護區(qū)（28°15'～28°47' N，104°44'～105°03' E），研究區(qū)屬中亞熱帶濕潤性季風氣候，年均氣溫18.3 ℃，年均降雨量1 114.2 mm，研究區(qū)主要有毛竹、硬頭黃竹（Bambusa rigidaKeng et Keng f.）、 慈竹（Neosinocalamus affinis(Rendle)Keng） 和苦竹（Pleioblastus amarus(Keng)keng）等竹種[19]。本研究試驗地依托四川長寧竹林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站毛竹林觀測點，所選試驗地林分近十年無施肥、劈山和勾梢等經(jīng)營，毛竹林下常見大面積的芒萁種群集中連片分布，少量混雜狗脊（Woodwardia japonica(L.f.) Sm.）和里白（Hicriopteris glauca(Thunb.) Ching）等蕨類，土壤為山地黃壤[19-20]。

1.2 樣地設置

樣地設置見王一等[11]，具體為：2016 年3 月在四川長寧竹林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站毛竹林觀測點選擇海拔、坡度和坡向一致，長勢良好的毛竹林為研究對象，在林下芒萁稀疏分布（芒萁蓋度7.75%）的毛竹林內(nèi)設置4 個面積為20 m × 20 m樣方（PE）；同時，在林下芒萁強烈聚集分布（芒萁蓋度63.25%）的毛竹林內(nèi)設置4 個相同面積的樣方（DD），保持樣方之間相隔距離在150 m以上。同年6 月對樣地內(nèi)全部毛竹進行統(tǒng)計，研究地信息見表1。

表1 研究地基本情況Table 1 Stand characteristics of Phyllostachys edulis

1.3 土壤樣品采集與團聚體分級

2016 年7 月在PE 和DD 樣方設置兩條對角線，并在交點處及距交點東、南、西、北5 m 處共設置5 個采樣點，去掉采樣點地表植被和凋落物層，用直徑10 cm 的PVC 管采集采樣點0～10 cm土層原狀土[11]。將原狀土帶回實驗室并沿土壤自然紋理掰開，去掉可見根系和石礫后過8 mm 篩并將同一樣方樣品混合均勻，采用四分法取樣后對土壤團聚體進行分級。為保證篩分效果并減少對土壤微生物和酶活性的影響，土壤樣品在4 ℃下風干至含水量15%左右進行再進行分級，具體為：稱取100 g 土壤樣品置于震動篩分儀（Retsch AS200）2 mm 和0.25 mm 土壤篩，設置1.5 mm 振幅震動2 min，將土壤團聚體分為大團聚體（＞2 mm）、中團聚體（0.25～2 mm）和微團聚體（＜0.25 mm）3 個團聚體粒徑[11]。

1.4 土壤化學性質(zhì)測定

采用元素分析儀（ECS 4010 CHNSO, Costech Analytical Tecnologies Inc., Vlencia, CA, USA）測定分級后土壤團聚體的有機碳（SOC）和全氮（TN）含量，采用化學分析儀（Smartchem 300,AMS-AllianceWestco Scientific Instruments,Rome, Italy）結合H2SO4/HClO4消煮法測定全磷（TP）含量[21]。

1.5 土壤酶活性和微生物測定

分級后的土壤團聚體采用熒光微平板法測定土壤酶活性[2,22]：將1.25 g 鮮土加入125 mL 50 mmol·L-1的醋酸鈉緩沖液（pH=4.2）中，在攪拌機中勻速攪拌1 min 制成土壤懸液。加入酶底物進行25 ℃暗培養(yǎng)3 h 后添加5 μL 0.5 mol L-1NaOH 溶液停止反應，采用酶標儀（Perkine-Elmer LAMBDA 35）進行讀數(shù)。本研究共測定參與土壤碳、氮、磷循環(huán)的4 種關鍵水解酶活性和2 種氧化酶活性：β-葡糖苷酶（BG）、N-乙酰-葡糖苷酶（NAG）、亮氨酸氨基肽酶（LAP）和酸性磷酸酶（AP）、多酚氧化酶（PHE）和過氧化物酶（PER）（表2）。

表2 土壤酶種類和功能Table 2 Soil enzyme and function

土壤C、N、P 循環(huán)相關的酶生態(tài)化學計量特征計算如下[7]：

土壤微生物群落結構測定采用磷脂脂肪酸法（PLFAs），依據(jù)Bossio 和Scow[23]提取和分析土壤微生物磷脂脂肪酸方法改進而來，主要過程分為土壤浸提-分離-純化-萃取，通過酯化形成脂肪酸甲酯，利用Aligent 6 890 氣象色譜測定土壤微生物特征類群脂肪酸含量，以正十九烷脂肪酸（19:00）內(nèi)標物進行定量計算。在土壤微生物特征類群脂肪酸中[24-27]，革蘭氏陽性菌（GP）由i14:0，i15:0，a15:0，i16:0，i17:0 和a17:0 組成，革蘭氏陰性菌（GN）由16:1w7c，16:1w9c，17:1w8c，18:1w7c，cy17:0 和cy19:0 組成，叢枝菌根真菌（AMF）由16:1w5c 組成，真菌（F）由18:1w9c，18:2w6c 和18:3w6c 組成，放線菌（ACT）用Me16:0，Me17:0 和Me18:0 組成，細菌群落（B）由14:0，15:0，16:0，17:0 以及放線菌、革蘭氏陽性菌和革蘭氏陰性菌組成。

1.6 數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析

采用T 檢驗比較PE 和DD 樣方芒萁蓋度、立竹株數(shù)、新生竹株數(shù)、新生竹胸徑、土壤團聚體相同粒徑的土壤化學性質(zhì)、酶活性及生態(tài)化學計量比、土壤微生物量和群落結構之間的差異，采用單因素方差分析比較相同樣方內(nèi)不同團聚體粒徑土壤化學性質(zhì)、酶活性及生態(tài)化學計量比、土壤微生物量和群落結構之間的差異。采用Canoco 4.5 進行冗余分析，采用SPSS 16.0 統(tǒng)計分析軟件對數(shù)據(jù)進行差異性檢驗，采用SigmaPlot 12.5 軟件制圖。

2 結果與分析

2.1 不同芒萁蓋度毛竹林土壤化學性質(zhì)和微生物特征

PE 樣方SOC、TN 和TP 含量在3 種團聚體間無差異，而DD 樣方SOC、TN 和TP 含量整體呈現(xiàn)隨團聚體粒徑減少而增加的趨勢，其中微團聚體SOC 和TP 含量均顯著高于大團聚體，中團聚體TN 含量顯著高于大團聚體（表3）。DD 樣方中3 種團聚體粒徑的TP 含量均顯著低于PE 樣方，但僅大團聚體和中團聚體TN 含量以及大團聚體SOC 含量顯著低于PE 樣方（表3）。PE 樣方ACT、AMF、GN、GP、B 和F 含量均呈現(xiàn)隨團聚體粒徑減少而增加的趨勢，其中微團聚體不同類群土壤微生物量顯著高于大團聚體和中團聚體（除AMF 和F 外）；而DD 樣方ACT、AMF、GN、GP、B 和F 含量在3 種團聚體間均無差異（表3）。除DD 樣方大團聚體ACT 含量顯著低于PE 樣方外，其余類群土壤微生物量在相同團聚體粒徑的不同樣方之間無顯著差異（表3）。

表3 不同芒萁蓋度毛竹林土壤團聚體化學性質(zhì)和微生物特征Table 3 Soil chemical properties and microbial properties of soil aggregate size classes in different plots

2.2 不同芒萁蓋度毛竹林土壤酶活性和生態(tài)化學計量特征

PE 樣方BG 和LAP 活性均隨團聚體粒徑減少而增加，PER 活性隨團聚體粒徑減少而減少，PHE 活性在中團聚體最高，而AP 和NAG 活性在團聚體不同粒徑間差異不顯著（圖1）。DD 樣方BG、NAG 和PHE 活性均在中團聚體最高，PER活性隨團聚體粒徑減少而增加，AP 和LAP 活性在不同團聚體粒徑間差異不顯著（圖1）。DD 樣方大團聚體和中團聚體LAP 和PHE 活性顯著高于PE 樣方，PER 活性顯著低于PE 樣方，BG 和NAG 活性在相同團聚體粒徑不同樣方間無差異，DD 樣方3 種團聚體粒徑AP 活性均顯著高于PE 樣方（圖1）。PE 樣方EC:N和EN:P在不同團聚體粒徑間差異不顯著，EC:P隨團聚體粒徑減少而增加（圖1g～i）。DD 樣方EC:N和EC:P隨團聚體粒徑減少而增加，微團聚體EC:N和EC:P均顯著高于大團聚體；而微團聚體EN:P顯著低于大團聚體。相同團聚體粒徑不同樣方間EC:N無顯著差異，且大團聚體和中團聚體EN:P和EC:P在PE 和DD 樣方間差異不顯著，但PE 樣方微團聚體EN:P和EC:P均高于DD 樣方（圖1g～i）。

圖1 不同芒萁蓋度毛竹林土壤團聚體酶活性和生態(tài)化學計量特征Fig. 1 Soil enzyme activities and stoichiometry of soil aggregate size classes in different plots

主成分分析發(fā)現(xiàn)PE 和DD 樣方土壤酶活性呈現(xiàn)差異：PE 和DD 樣方LAP 和PHE 均與第1 主成分正相關，PER 均與第1 主成分負相關；PE 樣方NAG 與第2 主成分負相關，而DD 樣方AP 與第2 主成分正相關（圖2 和表4）。同一團聚體粒徑土壤酶活性在PE 和DD 樣方亦呈現(xiàn)差異；大團聚體和中團聚體AP 和PHE 中均與第1 主成分正相關，PER 均與第1 主成分負相關，大團聚體BG 與第2 主成分正相關，微團聚體中LAP 與第1 主成分負相關，PER 與第1 主成分正相關（圖3和表4）。

圖2 不同芒萁蓋度毛竹林土壤酶活性主成分分析Fig. 2 Principal component analysis of soil enzyme activities in different plots

圖3 不同團聚體粒徑毛竹林土壤酶活性主成分分析Fig. 3 Principal component analysis of soil enzyme activities in soil aggregate size classes

表4 不同芒萁蓋度和不同團聚體粒徑毛竹林土壤酶活性主成分分析因子載荷矩陣 Table 4 Factor loading matrix for principal component analysis of soil enzyme activity in different plots and soil aggregate size classes

2.3 不同芒萁蓋度毛竹林土壤酶活性和生態(tài)化學計量特征與土壤化學性質(zhì)和微生物特征冗余分析

冗余分析結果表明：AMF 極顯著影響了PE 樣方不同團聚體粒徑土壤酶活性的變異，而TP 和ACT 顯著影響了DD 樣方不同團聚體粒徑土壤酶活性的變異（圖4）。TN 和F 顯著影響了PE 和DD 樣方大團聚體土壤酶活性變異，TP 顯著影響了PE 和DD 樣方中團聚體土壤酶活性的變異，ACT 是影響微團聚體土壤酶活性的變異的重要因子（圖5）。

圖4 不同芒萁蓋度毛竹林土壤酶活性和土壤化學性質(zhì)和微生物特征冗余分析Fig. 4 Redundancy analysis of soil enzyme activity, soil chemical properties and microbial characteristics in different plots

圖5 不同團聚體粒徑毛竹林土壤酶活性和土壤化學性質(zhì)和微生物特征冗余分析Fig. 5 Redundancy analysis of soil enzyme activity, soil chemical properties and microbial characteristics in soil aggregate size classes

3 討論

3.1 不同芒萁蓋度對毛竹林土壤酶活性的影響

作為參與土壤C 循環(huán)重要的酶，BG 活性受到土壤有機碳含量和質(zhì)量等因素影響[28]。本研究發(fā)現(xiàn)：DD 樣方不同團聚體粒徑BG 活性均與PE 樣方無顯著差異（圖1a），與BG 活性相似，DD 和PE 樣方中團聚體和微團聚體SOC 無顯著差異，且不同團聚體粒徑SOC 與BG 均呈負相關關系（表3 和圖5a～c），本研究之前也發(fā)現(xiàn)DD 和PE樣方不同團聚體粒徑土壤碳氮比無顯著差異[11]，故芒萁種群并未改變不同團聚體粒徑SOC 和土壤碳氮比可能是導致BG 活性無差異的原因。與BG 不同，研究發(fā)現(xiàn)參與土壤P 循環(huán)的AP 活性在不同團聚體粒徑間DD 樣方均高于PE 樣方（圖1b），而不同團聚體粒徑TP 含量DD 樣方均低于PE 樣方，且不同團聚體粒徑TP 與AP 均呈負相關關系（表3 和圖5a～c），這可能是因為微生物-植物在低磷環(huán)境下需要分泌更多的磷酸酶將有機磷轉化為無機磷供生物體利用[6]。這也進一步驗證了之前的研究發(fā)現(xiàn)，即芒萁種群增加了其與毛竹對不同粒徑團聚體P 的競爭作用[11]，故DD 樣方AP 活性顯著高于PE 樣方。與AP 相似，參與土壤N 循環(huán)的LAP 活性僅在大團聚體和中團聚體具有差異（圖1c），這是因為DD 樣方TN 僅在大團聚體和中團聚體低于PE 樣方（表3），且LAP 活性和TN 在大團聚體和中團聚體均呈現(xiàn)負相關關系（圖5a～b）。綜上發(fā)現(xiàn)，在參與土壤C、N、P 循環(huán)的水解酶活性中，芒萁種群顯著增加了大、中、微團聚體AP 活性，且顯著增加了大和中團聚體LAP 活性，但對BG 活性無影響。與前期開展生態(tài)化學計量研究結果相同，芒萁種群對P 的競爭利用強于對N 的競爭利用[11]，土壤生物體需要分泌更多的酶以開采土壤氮磷養(yǎng)分滿足自身生長所需[6]，故在DD 樣方全部團聚體粒徑中AP 活性均高于PE 樣方，而僅有大和中團聚體LAP 活性高于PE 樣方（圖1b～c）。

除水解酶外，氧化酶通過氧化還原作用參與土壤有機質(zhì)的礦化作用。多酚氧化酶（PHE）氧化土壤中酚類和胺類物質(zhì)，過氧化物酶（PER）氧化土壤中木質(zhì)素等大分子，進而共同決定土壤有機質(zhì)分解并反映土壤腐殖化和有機化程度[28-29]。由于芒萁具有較高的酚類物質(zhì)[30]，并將酚類物質(zhì)分泌到土壤中通過化感作用抑制其他植物生長[31]。本研究發(fā)現(xiàn)DD 樣方大團聚體和中團聚體PHE 活性顯著高于PE 樣方（圖1e），這可能是因為DD 樣方芒萁種群導致土壤中酚類物種含量增加，進而增加了PHE 活性[32]。與PHE 相反，DD 樣方大團聚體和中團聚體PER 活性顯著低于PE 樣方（圖1f）。前人研究發(fā)現(xiàn)[33]，與DD 樣方相比，PE 樣方烷基與氧烷基碳比例（Alkyl C/O-alkyl C）降低是導致SOC 穩(wěn)定性降低的主要原因。這可能是因為木質(zhì)素的芳香環(huán)結構及其與烷基碳的結合形成了穩(wěn)定的SOC[34]，而PE 樣方內(nèi)較高的PER 活性可促進木質(zhì)素氧化，打破了其與烷基碳的結合形式，導致Alkyl C/O-alkyl C 降低，降低了SOC 穩(wěn)定性。此外，芒萁凋落物葉和細根中Alkyl C/O-alkyl C 均顯著高于毛竹，這也進一步增加了DD 樣方內(nèi)SOC穩(wěn)定性。氧化酶活性均在大團聚體和中團聚體表現(xiàn)出顯著差異（圖1e～f），這可能是因為氧化酶的合成和分泌主要受真菌調(diào)控，而真菌在大團聚體占優(yōu)勢地位[35]，故大團聚體和中團聚體氧化酶活性差異顯著。

3.2 不同芒萁蓋度對毛竹林土壤酶生態(tài)化學計量特征的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，PE 樣方不同團聚體粒徑之間EC:N差異不顯著（1.42～1.55），而DD 樣方微團聚體EC:N顯著高于大和中團聚體（1.27～1.73），這是因為DD 樣方微團聚體NAG 活性顯著降低（圖1d）。之前研究表明，芒萁種群顯著降低土壤TN 含量，且大團聚體和中團聚體TN 含量降低是導致DD 樣方土壤TN 含量下降的主要原因[11]，故DD 樣方大團聚體和中團聚體的微生物需要分泌更多的NAG 以保證氮素供給，冗余分析結果中EC:N與NAG 負相關關系也進一步證明了本研究的結果（圖4b）。本研究中亦發(fā)現(xiàn)DD 樣方微團聚體EN:P顯著低于大和中團聚體（圖1h），DD 樣方微團聚體EN:P=0.43，接近于全球平均水平0.44[36]，而大和中團聚體EN:P位于0.54～0.57，說明DD 樣方大和中團聚體受到P 限制作用更嚴重。這主要是因為DD 樣方大和中團聚體與微團聚體TN 含量無差異，但大和中團聚體TP 含量顯著低于微團聚體（表3），冗余分析結果中EN:P與TP 呈負相關關系也驗證了微團聚體TP 含量增加緩解了P 限制作用（圖4b）。由于土壤大團聚體對磷的解吸附能力強于微團聚體，大團聚體的磷元素更易被根系吸收利用[37]，因此可能導致大團聚體TP 含量降低。此外，DD 樣方微團聚體EN:P和EC:P均低于PE 樣方（圖1h、i），這主要是因為DD 樣方AP 活性顯著高于PE 樣方且AP 與EN:P和EC:P均呈負相關關系（圖1b 和圖5c）。土壤酶生態(tài)化學計量特征作為反映微生物碳和養(yǎng)分限制重要的指示因子，全球尺度土壤酶化學計量比（EC:N:P）約為1:1:1[36]。本研究中，PE 樣方土壤大、中、微團聚體EC:N:P分別為1.46:1:2.03、1.40:1:1.83、1.52:1:1.97，DD 樣方土壤大、中、微團聚體EC:N:P分別為1.25:1:1.86、1.31:1:1.75、1.71:1:2.33，均偏離與全球尺度土壤酶化學計量比，說明研究地受到P 限制作用，且芒萁種群加劇了P 元素的限制作用。除了P 限制作用外，EC:N:P亦可以表征研究地受到C 限制作用，但P 限制作用更強。根據(jù)“資源配置理論”[5]和“最優(yōu)分配原則”[6]，土壤微生物分泌酶優(yōu)先分配給缺乏資源以緩解土壤碳和養(yǎng)分限制作用，所以本研究發(fā)現(xiàn)研究區(qū)參與土壤P 循環(huán)酶活性（AP：842～2 221 nmol·g-1·h-1）和C 循環(huán)酶活性（BG：134～318 nmol·g-1·h-1）高于N 循環(huán)酶活性（NAG：18～76 nmol·g-1·h-1；LAP：5～13 nmol·g-1·h-1）。

3.3 土壤酶活性和生態(tài)化學計量特征的調(diào)控因子

受土壤化學性質(zhì)和微生物特征影響，本研究發(fā)現(xiàn)PE 樣方AMF 是影響土壤酶活性的主要原因（圖4a），這可能是因為毛竹作為AMF 樹種，菌根真菌可通過運輸能量和養(yǎng)分等物質(zhì)與毛竹形成共生關系[38]，故AMF 是影響參與土壤C、N、P 循環(huán)相關酶活性的重要因子。此外，菌根真菌作為調(diào)控土壤氧化酶合成和分泌的重要微生物類群[39]，RDA 分析中AMF 與LAP 和PHE 顯著正相關，而與PER 顯著負相關（圖4a），因此土壤團聚體不同粒徑之間AMF 的差異是影響不同粒徑之間LAP、PHE 和PER 活性差異的主要原因（表3）。PCA 因子載荷矩陣亦發(fā)現(xiàn)PE 樣方LAP 和PHE 均與第1 主成分正相關，而PER 與第1 主成分負相關，進一步說明了土壤團聚體不同粒徑之間LAP、PHE 和PER 活性差異是土壤C、N、P 循環(huán)相關酶活性在土壤團聚體不同粒徑之間分異的主要原因（圖2a 和表4）。與PE 樣方不同，TP 和ACT是影響土壤酶活性的主要原因（圖4b）。這主要是因為芒萁種群加劇了P 元素的限制作用，因此，根據(jù)“利比希最小因子定律”，TP 顯著影響了土壤酶活性的變異。在PCA 因子載荷矩陣分析中發(fā)現(xiàn)DD 樣方AP 與第2 主成分正相關，且大團聚體和中團聚體AP 均與第1 主成分正相關也說明了磷元素在調(diào)控DD 樣方土壤酶活性的重要作用（圖2b 和表4）。ACT 作為土壤微生物重要的類群，其攜帶的phoC和phoD基因與AP 合成和分泌顯著相關[40]，故在磷限制更為明顯的DD 樣方中，ACT 與AP 活性顯著正相關（圖4b），且是影響土壤酶活性變異的主要原因。

在不同團聚體粒徑間，本研究發(fā)現(xiàn)大團聚體土壤酶活性變異主要受TN 和F 顯著影響（圖5a），而中團聚體土壤酶活性變異主要受TP 影響（圖5b）。芒萁種群引起土壤養(yǎng)分（TN 和TP）的降低主要受大團聚體TN 和TP 含量降低調(diào)控，且對土壤養(yǎng)分貢獻率的變化TN 大于TP[11]。PCA 因子載荷矩陣分析中大團聚體AP 和PHE 均與第1 主成分正相關，PER 與第1 主成分負相關，BG 與第2 主成分正相關（圖3a 和表4）。RDA 分析中TN 亦與PER 正相關，與AP、PHE 和BG 負相關。因此，TN 是大團聚體中參與土壤C、N、P 循環(huán)相關酶活性變化的主要原因。此外，菌絲作為真菌的重要組成部分，微團聚體可以在菌絲互相纏繞下形成大團聚體[17,35]，故F 僅在大團聚體中顯著影響土壤酶活性的變異（圖5）。與大團聚體不同，TP 是影響中團聚體土壤酶活性變異的主要原因。這是因為先前研究發(fā)現(xiàn)芒萁細根可以利用中團聚體的P，導致對土壤養(yǎng)分貢獻率的變化TP 大于TN[11]。因子載荷矩陣分析表明中團聚體AP 和PHE 中均與第1 主成分正相關，PER 與第1 主成分負相關（圖3b 和表4）。RDA 分析中TP 亦與AP 和PHE 負相關，與PER 正相關，故TP 是中團聚體中參與土壤C、N、P 循環(huán)相關酶活性變化的主要原因。

4 結論

川南地區(qū)毛竹林下高蓋度的芒萁種群未顯著改變參與土壤C 循環(huán)的水解酶活性（BG），但改變了參與土壤C 循環(huán)的氧化酶活性（PHE 和PER），與此同時，顯著改變了參與土壤N 和P 循環(huán)的水解酶活性（LAP 和AP）。土壤酶活性的改變主要發(fā)生在大團聚體和中團聚體內(nèi)，說明不同團聚體粒徑土壤酶活性對高蓋度芒萁種群響應的敏感性具有差異。土壤酶生態(tài)化學計量特征分析表明了C 和P 在研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)中的限制作用，但P 限制作用更強，且毛竹林下高蓋度的芒萁種群加劇了該作用。