随着人类社会的快速发展及随之而来的大量施肥和化石燃料的燃烧, 氮沉降已经成普遍现象, 影响到土壤养分循环、尤其是有机营养物的矿化^[1-4]。由于温室效应, 21世纪末气温预计还将增加0.3-4.8 ℃(IPCC, 2014)；气候变暖和氮沉降已经成为影响人类活动的两个最主要的全球环境变化因子。

环境改变会对微生物活性和群落组成产生直接的影响, 也能通过影响植物和土壤动物而对微生物群落产生间接的作用, 最终影响土壤酶活性^[6-7], 从而影响到陆地土壤碳、氮、磷等的物质循环。酶是有机质分解、周转和矿化的主要生物催化剂, 也是土壤碳、氮、磷循环的主要限制因素之一^[8-9], 因此, 土壤酶活性监测已经成为土壤学研究的重要内容之一。

森林是陆地最主要的碳库之一^[10], 在全球碳循环中扮演了重要角色^[11-12]。因此, 研究森林土壤酶对环境因子变化的响应, 不仅有利于了解土壤碳、氮、磷等养分循环过程对环境变化的响应, 也可为深入研究环境变化对森林土壤的作用机制以及未来气候变化下土壤碳排放的预测提供依据, 有助于促进生态系统与全球变化研究的理论拓展。1985年至2016年10月, 科学引文索引数据库(web of knowledge)核心合集的检索结果表明, 土壤酶方面研究论文已超1400篇, 而森林土壤酶的研究论文仅有两千多篇, 这显然与当前森林碳汇研究热点不成比例。

近几年来, 国内外关于土壤酶的综述文章主要以农田生态系统为主^{[7, 13-14]}, 森林土壤酶的专题综述文章很鲜见, 这未能满足当前森林生态学和森林土壤酶学发展的要求。因此, 本文综述了森林土壤酶对环境变化响应的研究动态, 为森林土壤酶的进一步研究提供有益的参考。

1 森林土壤酶及其主要影响因素

环境变化(如气候变暖和氮沉降等)会引起土壤pH^{[15, 62]}、水分^[17]及其营养成分的变化^[2], 而土壤水分、pH值、空气、温度、团聚体、矿质元素和有机质均不同程度地影响着土壤酶的活性及稳定性^[18]。因此, 本节主要简述与环境变化有关的pH、温度、水分以及营养成分同森林土壤酶的关系。

土壤水分状态对酶活性有一定的影响^[19], 在某些情况下甚至是关键性的驱动因子^[20]。一般情况下, 在土壤含水量较低时, 土壤酶活性较低, 但当土壤过湿时, 酶活性也会受到抑制^{[17-18, 21, 26]}。A′Bear等^[27]对腐生担子菌介导的山毛榉(Fagussylvatica)分解实验结果表明, 提高土壤湿度后, 除亮氨酸氨肽酶外, β-葡萄糖苷酶、纤维二糖水解酶、β-木糖苷酶、N-乙酰-氨基葡糖苷酶、酸性磷酸酶、过氧化物酶以及酚氧化酶活性显著提高。

土壤pH不仅决定有机分子功能基团的离子化、影响酶和底物的构象、酶对土壤颗粒的吸附性以及酶必需辅助因子(非蛋白组分)的溶解性, 使大多数土壤酶在特定的pH范围内表现出最大的活性和稳定性^[28-30]；土壤pH还可通过影响微生物的活性而影响酶的活性, 甚至使得微生物分泌的胞外酶适应了土壤的酸碱环境、产生更稳定的微生物酶^[33]。因此, 不同的酶在不同的土壤中, 酶活性最大时的最适pH会有所不同^[34]。从区域的角度来看, Sinsabaugh等^[35]对温带为主的40种生态系统的酶进行Meta分析发现, β-1, 4-葡萄糖苷酶、纤维二糖水解酶、β-1, 4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶、磷酸酶、亮氨酸氨肽酶、酚氧化酶和过氧化酶的活性均与土壤pH显著相关, 其中亮氨酸氨肽酶、酚氧化酶和过氧化酶活性总体上随pH的增高而上升, 而β-1, 4-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶的活性与土壤pH呈负相关。

在不同地区及不同的植被下, 土壤pH和酶活性的关系有所不同。例如：Rodríguez-Loinaz等^[36]对伊比利亚半岛的混合橡木林土壤研究后发现, 其pH与酰胺酶和芳基硫酸酯酶活性呈正相关, 而与酸性磷酸酶的活性呈负相关关系。吴际友等^[37]研究了长沙市城郊地区马尾松混交林、杉木混交林、香樟林、枫香林和湿地松林5种典型林分土壤的脲酶、过氧化氢酶、酸性磷酸酶、纤维素酶后发现, 4种酶与pH值均呈不同程度的负相关。易海燕^[38]对岷江上游山地森林/干旱河谷交错带的幼林、阔叶混交林、灌木林、针阔混交林、次生林等5个植被类型的土壤酶进行研究表明, 脲酶、过氧化氢酶、蔗糖酶和蛋白酶活性均与土壤pH呈负相关。Guan等^[39]对新疆三公河流域附近的4种植物群落研究发现, 除过氧化物酶外, 土壤pH值与多酚氧化酶、α-1, 4-葡萄糖苷酶、β-1, 4-葡萄糖苷酶、N-乙酰-β-氨基葡糖苷酶、β-D-纤维二糖水解酶以及β-木糖苷酶活性呈正相关。

此外, 不同森林土壤酶具有不同的最适pH值。Wittmann等^[33]对芬兰中部的樟子松林和云杉冷杉林的土壤进行分析后, 发现半纤维素酶和纤维素酶的最适pH是3-4, 磷酸单酯酶、硫酸酯酶、氨肽酶、N-乙酰-氨基葡糖苷酶的最适pH为4-5。Niemi等^[40]研究发现, 土壤中亮氨酸氨肽酶最适pH一般为7.5或更高, 芳香基硫酸酯酶、β-葡萄糖苷酶、β-木糖苷酶、酯酶、磷酸二酯酶的最适pH为4-5.5, 纤维二糖水解酶的最适pH为4-5, α-葡萄糖苷酶的最适pH低于5.5, 但在pH7.0时也能表现出高活性。几丁质酶、酯酶、磷酸二酯酶、磷酸单酯酶的最适pH随着土壤pH而改变。用0.5mol/L的乙酸缓冲液在pH5.5的条件下测定土壤中的芳香基硫酸酯酶、磷酸二酯酶和磷酸单酯酶的活性最大。Turner^[34]研究了巴拿马热带森林7种土壤中与碳、氮、硫、磷循环相关的8种水解酶后发现, 土壤酶活性最适pH的不同与酶的来源、和(或)土壤表面的稳定程度有关；土壤中的部分酶为同工酶(Isoenzyme), 即来源不同但可以作用于同一底物、催化相同的化学反应, 而酶的结构和性质不尽相同, 其最适pH也会随之发生变化, 比如磷酸酶, 细菌来源磷酸酶的最适pH一般比真菌来源的高。在全球气候变化的背景下, 微生物群落结构的变化, 会导致酶的来源以及同工酶的比例发生改变, 从而最终改变了土壤酶的性质。

温度和pH值会共同影响森林土壤酶的活性, Min等^[41]研究发现, 在5-25 ℃的温度范围内, β-葡萄糖苷酶在pH 5.5-8.5时的活性均比较高, 而N-乙酰-氨基葡糖苷酶表现出相对比较狭窄的最适pH (5.5-6.5)。β-葡萄糖苷酶在不同的pH下对温度的响应有明显差异, 在pH为4.5时该酶对温度响应最敏感。不同的是, N-乙酰-氨基葡糖苷酶随pH变化没有表现出明显的温度响应。

森林土壤酶活性还受到土壤中营养物质的影响^{[16-17, 22, 42-43]}, 这必然与微生物营养需求的化学计量有关^[35], 尤其在氮沉降的背景下, 土壤中的C:N:P的比例发生了改变, 促使微生物随之发生适应性变化, 如Kivlin等^[17]发现土壤中碳氮的浓度和pH均与微生物水解酶有明显的关系。

2 森林土壤酶对全球气候变化的响应 2.1 森林土壤酶对土壤增温的响应

大部分酶为蛋白质, 对热敏感。升高温度会直接影响土壤酶活性^[2], 也会通过影响土壤的水热条件^[44]、土壤微生物的群落结构^[45]、微生物生物量^[6]、微生物代谢作用^[46]、土壤的呼吸作用^[47]、土壤有机物质分解^[49]等因素, 间接影响土壤酶的活性。常用温室或密闭腔室、红外加热、开顶式生长室(OTC)和电缆加热的增温方式, 通过对大气加热或者土壤直接加热来模拟未来气候变暖的情况^[48]。

森林土壤酶活性对增温的响应, 与酶的种类以及增温的温度范围有关。Criquet等^[21]对法国常绿槠的研究发现, 酸性磷酸酶活性与温度呈负相关, 而碱性磷酸酶活性与温度呈正相关。Waldrop等^[45]发现, 升高温度降低了土壤中水解酶的活性, 提高了酚氧化酶的活性, 而对过氧化物酶活性没有显著影响。McDaniel^[50]对砍伐后的森林土壤进行模拟增温(红外加热, 白天增温1.5 ℃, 夜间增温3 ℃)实验, 研究表明, 增温后β-1, 4-葡萄糖苷酶、N-乙酰氨基葡萄糖苷酶和多酚氧化酶的活性下降。杨玉莲^[51]以地处青藏高原东缘和长江上游地区的川西高山森林土壤为研究对象, 通过海拔梯度的自然温度差异进行模拟增温实验发现, 土壤转化酶、脲酶、酸性磷酸酶、中性磷酸酶和碱性磷酸酶的活性受到显著影响。增温2 ℃明显提高了土壤有机层和矿质土壤层的转化酶活性(生长季节末期除外), 而模拟增温4 ℃却显著降低了土壤转化酶活性。增温2 ℃和4 ℃时土壤脲酶活性都明显上升, 而土壤酸性磷酸酶和中性磷酸酶的活性却总体呈现出下降的趋势。

有机土壤层和矿质土壤层中有机质含量的不同, 会导致相应土层中酶对温度变化的响应不同。冯瑞芳^[52]采用控制环境生长室的方法研究了川西亚高山森林生态系统中土壤的性质, 发现升高温度显著增加了土壤有机层和矿质层的转化酶、脲酶、硝酸还原酶、酸性磷酸酶活性, 并且土壤有机层的转化酶、硝酸还原酶和脲酶活性增加更显著。

土壤酶活性对温度升高的响应还与增温的持续时间有关。潘新丽等^[53]对川西米亚罗60a人工针叶林土壤进行原位OTC增温的研究结果表明, 增温1a后, 蔗糖酶、过氧化氢酶、蛋白酶、脲酶和多酚氧化酶活性均增强, 其中0-10 cm土层的蔗糖酶和多酚氧化酶活性显著提高；但增温2a后, 蔗糖酶、蛋白酶和脲酶活性仍处于增强的趋势, 而过氧化氢酶和多酚氧化酶活性与对照相比则呈下降趋势。此外, 实验结果还发现, 增温2a比增温1a导致有机碳降低的幅度要小。因此, 土壤酶对长时间增温的响应, 应该是与土壤微生物对环境的适应性、碳的有效性有关。随着碳有效性的降低, 土壤酶活性也随之发生变化。

由于地下生物过程的复杂性, 不同环境因子的共同作用会导致森林土壤酶活性受增温的影响很小甚至不明显^[54]。徐振锋等^[55]采用OTC模拟增温(增温约0.6 ℃)的方式, 研究增温1a后对川西亚高山两类针叶林土壤酶活性的影响, 结果表明, 虽然模拟增温易于增加土壤酶的活性, 但增温效应和林型、酶种类和季节变化还有一定关系。A′Bear等^[27]对腐生担子菌介导的山毛榉分解实验结果表明, 增温3 ℃能够弥补干燥对酶活性带来的负效应, 但单独增温以及同时增温+增湿并没有增加胞外酶的活性。

由此可见, 不同种类土壤酶活性对增温的响应不同, 不同增温幅度下土壤酶活性的变化也有差异, 土壤酶活性对增温的响应还受到其他土壤及环境因子的制约, 是多种因子综合作用的结果^[44]。

2.2 森林土壤酶对氮添加的响应

因为土壤酶对生态系统的变化敏感, 所以其可以作为植物-土壤系统对氮沉降响应的指示剂^[56]。自Carreir等^[1]首次发现, 氮添加会引起生态系统中木质素降解酶活性的下降后, 氮添加与土壤酶活性关系的研究逐年上升。

不同种类的外源氮添加对森林土壤酶的影响不同, 复合氮添加对土壤酶的影响更大^[57]。Guo等^[57]在南京紫金山松木林进行1a的施氮肥实验, 发现胞外酶对混合氮肥表现出不同的响应。转化酶、纤维素酶、纤维二糖水解酶、碱性磷酸酶、过氧化氢酶在不同比例(无机氮:有机氮=10:0, 7:3, 3:7以及1:9)的混合氮肥(硝酸铵为无机氮, 尿素和甘胺酸等量混合物为有机氮)下的活性比单一的无机氮(硝酸铵)的活性要高。施无机氮抑制了多酚氧化酶活性, 而施混合氮则相反；上述各种施氮条件均促进了酸性磷酸酶活性, 而施不同混合氮肥对其影响不显著。因此, 单一的无机氮肥可能会抑制土壤酶活性以及微生物生物量。Guo等认为, 氮肥中无机氮和有机氮的比例为3:7时, 酶活性和微生物量最大。Li等^[58]进一步研究发现, 添加无机N (硝酸铵)抑制了转化酶、β-葡萄糖苷酶、纤维素酶、酚氧化酶和磷酸酶的活性, 而添加有机N (尿素和甘胺酸)则提高这些酶的活性；土壤中的真菌对氮肥更加敏感。2005年到2009年, Zhang等^[59]收集了我国32个地点的雨水, 分析表明, 可溶性有机氮(DON)占大气氮沉降量的28%。而有机氮可能会使森林从碳汇变成碳源^[60], 因此研究或者模拟大气氮沉降对森林生态系统影响时, 也应重视有机氮沉降的影响。

近几年来的研究表明, 氮添加对土壤酶活性的影响还与林分类型有关。Zheng等^[61]在广东鼎湖山自然保护区内, 对马尾松幼林和季风常绿阔叶原始林进行氮(150 kg N hm^-2 a^-1)添加实验, 结果发现氮添加能够显著提高常绿阔叶林土壤酸性磷酸酶的活性, 而对马尾松幼林土壤的酸性磷酸酶活性影响不显著。Wang等^[62]对广东鼎湖山自然保护区的松木林、阔叶林和混交林的研究发现, 在松木林土壤中添加100 kg hm^-2 a^-1的氮, 能够显著提高土壤过氧化物酶的活性、抑制土壤β-1, 4-葡萄糖苷酶的活性；而在阔叶林中, 氮添加提高了多酚氧化酶的活性；但是混交林中土壤酶对氮添加的响应不显著。Weand等^[63]在纽约的卡斯基山北方硬木林添加NH₄NO₃(50 kg hm^-2 a^-1)进行12a的实验表明, 氮添加后, 微生物群落组成和土壤酶活性发生变化的强度跟树木种类有关, 变化趋势不可预知。总之, 在氮增加的条件下, 不同林分类型下土壤酶的反应有所不同, 这不仅与森林土壤中原本存在的碳氮浓度高低有关, 还与氮的添加量及不同施氮类型引起的土壤酸化^[64-65]、从而影响到微生物和土壤酶的活性有关^{[62, 66]}, 这还需要更加系统的定量研究。

根据现有的大部分实验结果发现, 氮添加条件下, 水解酶活性提高, 而氧化酶的活性被抑制^[67], 而且氮添加对土壤酶活性的影响在凋落物层和矿质土壤层有差异。Carreiro等^[1]发现, 添加氮(20 kg N hm^-2 a^-1和80 kg N hm^-2 a^-1)后, 美国东部花梾木、红枫、红橡木凋落物层中纤维素酶的活性提高；但在高木质素的栎树凋落物中, 与木质素降解相关的酚氧化酶活性却大幅下降。Saiya-Cork等^[68]通过2a的氮添加实验发现, 土壤胞外酶在凋落物层的响应比在矿质土壤层的响应大, 其中N-乙酰氨基葡萄糖苷酶在矿质土壤层中的活性提高了14%、而在凋落物层降低了4%；酚氧化酶活性在矿质土壤层降低了40%, 而在凋落物层提高了63%。DeForest等^[69]在密歇根州北部的北方硬木林, 进行8a氮添加(30 kg NO₃^--N hm^-2 a^-1)实验表明, 氮添加使矿质土壤层中的β-葡萄糖苷酶的活性降低24%, 使表面凋落物层中的酚氧化酶活性降低35%。而在毛竹林中, 氮添加同样是显著提高水解酶的活性, 抑制氧化酶(多酚氧化酶、过氧化物酶、过氧化氢酶)的活性^[70]。更加有趣的是, Ma等^[71]在河北塞罕坝国家森林公园挑选3种不同林龄的样地(优势树种为华北落叶松)进行2a的氮添加实验, 结果发现, 凋落物层和矿质土壤层中多酚氧化酶对氮添加响应结果与林龄有关, 氮添加抑制了20年生和45年生的、高C:N树林凋落物层中多酚氧化酶活性, 但对11年生的、低C:N的树林凋落物层中的多酚氧化酶没有显著影响；而且, 氮添加抑制了20年生、高C:N树林矿质土壤层中多酚氧化酶的活性, 而对20年生和45年生土壤中的多酚氧化酶活性没有显著影响。可见, 酚氧化酶对氮添加的响应与生态系统中凋落物的质量有关^[35], 与木质素的含量高低关系密切^[1]。

氮添加不仅影响到碳循环, 甚至与磷循环也存在交互作用^[72]。Zheng等^[61]研究发现, 氮添加显著激发常绿阔叶天然林中酸性磷酸酶的活性和马尾松幼林地中β-葡萄糖苷酶的活性, 而添加磷能够减弱这种激发效应。这些现象表明, 氮添加改变了土壤中氮磷化学计量学关系, 导致土壤微生物生长受到磷浓度的影响, 因此未来的氮添加研究中, 增加磷对照实验是很有必要的。

3 研究展望

森林土壤酶系统与森林土壤肥力(如土壤营养成分、土壤微生物等)和林分类型等密切相关, 也是土壤质量的生物活性指标, 可以为森林的经营和管理提供指导依据。因此, 在全球气候变化的条件下, 森林土壤酶在以下几个方面还需要进一步的研究。

第一, 在实验环境的选择上, 大部分研究还是基于单因素的水平, 比如单一的氮添加实验、或者是单一的增温影响, 多因素交互作用的研究还比较少。生态系统对一种环境因子改变的响应, 可能会被其他环境因子的改变所干扰^{[27, 73]}, 因此, 未来的研究应该着力进行多因素的交互实验, 既要充分利用现有的大型野外观测平台、发挥平台优势, 又要避免重复投资浪费。

在全球气候变化中, 降水变化对土壤酶影响的研究, 研究对象主要集中在草地、灌木林^[7]上。根据政府间气候变化专业委员会(IPCC)第五次评估报告, 气候变化将导致未来干旱发生频率增加。因此降水变化对土壤酶影响, 特别是森林土壤酶的影响研究有待加强。

第二, 需进一步拓宽以下研究内容：

(1)区别于普通的催化剂, 大部分酶是蛋白质, 其活性与土壤中的pH、温度、水分、离子浓度、底物浓度, 甚至与土壤质地均有关系。在气候变化条件下, 单纯地测定酶活性高低的变化, 未必能精确表征土壤酶性质的改变。因此, 在未来的研究中, 要监测酶的最适pH和最适温度、甚至酶的特征常数(Km)是否发生漂移, 以此来验证酶的来源或者存在状态等在全球环境改变下的相应变化。

(2)传统的土壤酶学研究主要侧重于土壤酶的时空分布研究, 比如酶在不同生态系统下、不同植被类型、不同土层等的分布情况以及随季节的变化情况等。但由于酶在土壤中主要与有机质、矿物质等结合在一起而加强了稳定性^[13], 因此, 森林酶学研究应结合区域特点, 加强土壤酶与有机质、土壤质地等关系的研究, 考察酶复合体对环境因子变化的响应。

(3)内生菌根(AM)树种和外生菌根(ECM)树种对土壤中N的利用方式不同^[74], 这可能是导致不同林分土壤酶对全球气候变化响应不同的原因之一。因此要重新审视传统的植物-土壤界面的过程, 加强植物根系-微生物-土壤界面的生理生化过程研究。

(4)土壤中的氧化还原酶, 既参与高分子物质的分解作用, 也参与高分子物质的合成作用^[18], 因此, 酚氧化酶和过氧化物酶对土壤和环境因子的动态响应, 是影响土壤有机质积累的重要机制^{[53, 75]}。

第三, 在实验的周期上, 不管是全球变暖, 还是氮沉降对森林土壤酶的影响研究, 大部分研究都是数年内的结论, 10a以上的长期定位观测研究较少, 这未必能代表森林对全球气候变化响应的真实情况, 所得实验结论可能会导致未来的评估预测发生偏差。比如Peterjohn等^[76]发现, 哈佛森林土壤在进行增温5 ℃实验的前几年, 土壤的CO₂通量急剧提高, 而Melillo等^[77]发现, 增温10a后, 该森林土壤中的CO₂通量与对照组没有显著的差异。

总之, 虽然人类对环境变化下土壤酶的作用及其机制有一定的认识, 但是, 如何通过调控土壤中微生物以及土壤酶的功能特性来增加土壤碳储量、减弱气候变化所带来负面影响的研究还比较有限。