圍封對(duì)當(dāng)雄縣高寒草原土壤微生物和酶活性的影響

斯貴才，袁艷麗，王 建，3，王光鵬，雷天柱，張更新

(1.甘肅省油氣資源研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)科學(xué)院油氣資源研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國(guó)科學(xué)院地質(zhì)與地球物理研究所蘭州油氣資源研究中心，甘肅 蘭州730000;2.中國(guó)科學(xué)院青藏高原研究所，高寒生態(tài)學(xué)與生物多樣性實(shí)驗(yàn)室，北京100101;3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京100049)

土壤微生物在有機(jī)質(zhì)分解、能量轉(zhuǎn)換以及元素循環(huán)過程中起著決定性作用［1］。土壤微生物盡管只占土壤有機(jī)質(zhì)含量的一小部分，但在土壤生態(tài)系統(tǒng)中起著關(guān)鍵性作用。主要體現(xiàn)在:1)土壤微生物能夠分解土壤有機(jī)質(zhì)和促進(jìn)腐殖質(zhì)形成［2］;2)土壤微生物與植物共生促進(jìn)植物生長(zhǎng)［3］;3)土壤微生物能夠吸收、固定并釋放養(yǎng)分，對(duì)土壤營(yíng)養(yǎng)狀況的改善和調(diào)節(jié)具有重要的作用［4］。

土壤酶是土壤中一切生物化學(xué)過程的主要參與者，是生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)過程中最活躍的生物活性物質(zhì)之一［5］，主要來自于微生物以及其他有機(jī)組織［6］。土壤酶在有機(jī)物分解和合成、營(yíng)養(yǎng)循環(huán)以及降解外源物質(zhì)過程中起著重要作用，土壤酶活性還與土壤理學(xué)特征、微生物群落結(jié)構(gòu)、植被類型和生物擾動(dòng)等具有密切關(guān)系。

放牧是草地利用的最主要方式。放牧家畜踐踏不僅對(duì)草地植被與土壤產(chǎn)生影響，還會(huì)影響土壤養(yǎng)分的循環(huán)和土壤微生物的活動(dòng)。過度放牧?xí)铀俨莸赝嘶?，影響土壤生態(tài)功能。近年來，國(guó)內(nèi)外關(guān)于放牧強(qiáng)度對(duì)土壤微生物和酶活性的影響已有不少研究［7-8］，結(jié)果表明，不同放牧強(qiáng)度對(duì)微生物各類群數(shù)量和種類組成產(chǎn)生不同影響，圍欄禁牧和輕度放牧可以提高土壤中各類群微生物的生物量，重度放牧明顯降低微生物生物量和酶活性。本研究在西藏當(dāng)雄縣高寒草原過度放牧區(qū)設(shè)立圍欄禁牧，研究不同圍封年限對(duì)草原化草甸土壤微生物和酶活性的影響，探討草原化草甸生態(tài)系統(tǒng)中土壤微生物和酶活性對(duì)禁牧年限的響應(yīng)，以期為研究高寒草原恢復(fù)利用提供土壤微生物學(xué)方面的試驗(yàn)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于青藏高原當(dāng)雄縣，草地類型屬于草原化草甸生態(tài)系統(tǒng)范疇。土壤為高原草甸土，表層是根系盤結(jié)致密緊實(shí)的氈狀草皮層，草皮層以下通常含有較多礫石［9］。根據(jù)當(dāng)雄縣氣象觀測(cè)站1980 －2010 年的氣象觀測(cè)數(shù)據(jù)，研究區(qū)年均溫、最高月均溫(7 月)以及最低月均溫(1 月)分別是1.8、10.9和－9.1 ℃。年均降水量為479 mm，年均蒸發(fā)量為1 726 mm。

1.2 樣品采集

本試驗(yàn)在當(dāng)雄縣草原觀測(cè)站(30°29'44.18″ N，91°04'13. 41″ E)開展相關(guān)研究。分別在2006、2008、2011 年進(jìn)行圍欄禁牧試驗(yàn)，試驗(yàn)小區(qū)為3 m×3 m，共設(shè)置4 個(gè)平行小區(qū)。2012 年8 月分別采集圍欄1 年、4 年和6 年內(nèi)土壤樣品，并采集放牧土壤樣品作為對(duì)照，每個(gè)樣點(diǎn)用土鉆通過蛇形采集0 ―15 cm 土壤混合在一起，4 個(gè)重復(fù)。

1.3 分析方法

1.3.1 土壤理化性質(zhì)分析 土壤基本理化性質(zhì)采用常規(guī)分析法［10］測(cè)定。稱取5 g 土壤在105 ℃烘12 h 測(cè)含水量。水土比1/2.5 測(cè)土壤pH。土壤粒徑采用粒度分析儀測(cè)量。土壤有機(jī)碳采用日本TOC-TN 分析儀測(cè)量。土壤總氮采用凱氏定氮儀測(cè)量。土壤總磷采用紫外分光光度計(jì)測(cè)量。

土壤水溶性物質(zhì)根據(jù)Jones 的方法［11］測(cè)定。2.5 g 濕土加入25 mL 去離子水在200 r·min－1下攪拌15 min，然后2 500 r·min－1離心10 min 取得上清液。水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮采用日本TOC-TN 分析儀測(cè)定。硝酸根離子、銨根離子和硫酸根離子采用離子色譜測(cè)量。

1.3.2 土壤酶分析 土壤酶活性根據(jù)關(guān)松蔭［12］的方法測(cè)定。酚氧化酶和過氧化物酶活性采用分光光度法測(cè)量:1 g 濕土加入10 mL 1%濃度的焦培酸作為底物在30 ℃條件下混合10 min。β-葡萄糖苷酶活性測(cè)定:以Para-nitrophenyl-β-D-glucopyran-oside(PNPG)為底物，1 g 濕土加入4 mL 0.05 mol·L－1緩沖液以及1 mL 5 mmol·L－1的PNPG 在37 ℃條件下水浴1 h。L-天冬酰胺酶活性測(cè)定:采用5 g 土置于50 mL 三角瓶中，用0.5 mL 甲苯處理15 min后加10 mL 的3%天冬酰胺和10 mL(pH 6.7)磷酸鹽緩沖液于37 ℃恒溫箱中培養(yǎng)24 h。蔗糖酶活性測(cè)定:采用1 g 濕土壤加入15 mL 的2 mol·L－1醋酸緩沖溶液，以及15 mL 的1.2%蔗糖底物在50 ℃條件下培養(yǎng)3 h。脲酶活性測(cè)定:用0.5 g 濕土加入2.5 mL 的80 mmol · L－1脲 素 和20 mL 的75 mmol·L－1硼酸鹽緩沖溶液在37 ℃條件下反應(yīng)2 h。蛋白酶活性測(cè)定:1 g 濕土壤加入5 mL 的酪蛋白溶液和5 mL 的三異丙基乙磺酰緩沖溶液在50 ℃條件下培養(yǎng)2 h。酸性磷酸酶活性測(cè)定:用苯基磷酸鹽作基質(zhì)，以酚的釋放量表示磷酸酶活性。

1.3.3 磷脂脂肪酸提取和分離 磷脂脂肪酸抽提方法通過修正過的BD 方法［13］，將5 g 冷凍干燥以后的樣品加入單一相的氯仿、甲醇和磷酸鹽緩沖溶液的混合溶劑(1∶ 2∶ 0.8，體積比，pH =7.4)抽提2 h，離心得到上清液，在上清液中加入等比例的水和氯仿，靜置分層吸取下層有機(jī)相。此過程重復(fù)抽提兩次，兩次抽提得到的有機(jī)相混合在一起，通過硅酸層析柱分別采用氯仿、丙酮和甲醇沖洗得到中性脂、糖脂和磷脂。磷脂部分再通過37 ℃水浴15 min在堿性條件下水解為磷脂脂肪酸甲酯。在上機(jī)分析之前都在－20 ℃條件下保存。磷脂脂肪酸采用美國(guó)Agilent 6890A 型氣象色譜儀，包括全自動(dòng)進(jìn)樣裝置、石英毛細(xì)管柱及氫火焰檢測(cè)器。鑒定采用美國(guó)MIDI 公司(MIDI，Newark，Delaware，USA)開發(fā)的基于細(xì)菌細(xì)胞磷脂脂肪酸成分鑒定的Sherlock MIS 4.5 系統(tǒng)(Sherlock Microbial Identification System)。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

放牧與不同圍欄年限變量之間的顯著性分析采用單因素方差分析和多重比較分析，土壤因子和微生物群落與土壤酶活性之間的相關(guān)性采用Pearson相關(guān)分析法分析。所有的分析都采用SPSS 18.0 完成，并且都在0.05 的水平上進(jìn)行。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同圍欄年限土壤理化性質(zhì)的變化

不同圍欄年限土壤理化性質(zhì)相對(duì)于放牧土壤有明顯改變，主要表現(xiàn)在土壤水、pH、水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮方面(表1)。土壤含水量隨著圍欄年限的增加而增加，放牧土壤水含量為25.38%，當(dāng)圍欄時(shí)間達(dá)到6 年，土壤水含量為28.46%，圍欄內(nèi)土壤含水量與放牧相比顯著增加(P ＜0.05)。相反，圍欄內(nèi)外土壤都為酸性土壤，土壤pH 值卻隨著圍欄時(shí)間的增加而減小，從放牧的6.22 顯著減小到圍欄6 年的6.01。土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮都隨著圍欄年限的增加而增加，分別從放牧的179.95 和17.79 mg·kg－1顯著增加到圍欄6 年的251. 97 和23. 82 mg·kg－1。土壤碳氮比先升高后降低，圍封4 年比值最高(18.64)，但變化均沒有達(dá)到顯著水平(P ＞0.05)并且都小于20，屬于低碳氮比土壤。此外，隨著圍欄年限的增加，土壤粒徑也產(chǎn)生了明顯變化，主要表現(xiàn)在沙土和粉土含量都是圍欄6 年土壤與放牧土壤相比變化顯著。其中沙土含量圍欄6 年時(shí)與放牧相比，顯著減少，粉土含量圍欄6 年時(shí)與放牧相比，顯著增加。

表1 圍欄內(nèi)外土壤理化特征Table 1 Physical and chemical character of sampling sites

2.2 不同圍欄年限土壤酶活性的變化

放牧和不同圍封年限圍欄內(nèi)的8 種土壤酶活性結(jié)果表明，蔗糖酶活性和L-天冬酰胺酶活性表現(xiàn)出隨著圍欄年限的增加而增加，至圍欄4 年時(shí)達(dá)最大，之后略有降低(圖1)。圍封1 年后，蔗糖酶活性從放牧的0.93 增加到1.06 μg·g－1·h－1，L-天冬酰胺酶活性從放牧的0. 18 顯著增加到0. 34 μg·g－1·h－1(P ＜0.05)，到圍欄6 年時(shí)分別增加到1.42 和0.37 μg·g－1·h－1。而β-葡萄糖苷酶、蛋白酶、酚氧化酶和酸性磷酸酶活性隨著圍欄時(shí)間的延長(zhǎng)均未有顯著變化(P ＞0.05)。過氧化物酶活性表現(xiàn)出圍封低于放牧，并且隨著圍欄時(shí)間的增加有減小的趨勢(shì)，從放牧的1 211.69 μg·g－1·h－1顯著下降到圍封6 年時(shí)的920.67 μg·g－1·h－1。

2.3 不同圍封年限土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的變化特征

采用總磷脂脂肪酸(PLFA)含量表示總的微生物量。結(jié)果表明，細(xì)菌(i14:0，i15:0，a15:0，C15:1，i16:0，16:1w9c，16:w7c，16:1w5c，16:1w3c，i17:0，a17:0，C17:1 cy17:0，C18:1，i19:0，cy19:0［14-16］)生物量(圖2)，真菌(C18:2，18:1 w9c［14］)生 物 量，放 線 菌(10Me16:0，10Me 17:0，10Me18:0［17-18］)生 物 量，革 蘭 氏 陽 性 菌(i14:0，i15:0，a15:0，i16:0，i17:0，a17:0，i19:0，10Me16:0，10Me 17:0，10Me18:0［19］)生物量和革蘭氏 陰 性 菌(cy17:0，cy19:0，15:1，16:1w9，16:1w7，16:1w5，18:1w7，19:1［20］)生物量都是圍封1 年和圍封4 年相對(duì)于放牧生物量變化不明顯，而圍封6 年內(nèi)土壤微生物量相對(duì)放牧土壤生物量增加，尤其是細(xì)菌、放線菌和革蘭氏陽性菌，圍封6年內(nèi)各生物量都顯著高于放牧(P ＜0.05)。其中，細(xì)菌從放牧的23.84 顯著增加到圍封6 年的32.75 nmol·g－1，放線菌從放牧的5.08 nmol·g－1顯著增加到圍封6 年的6.66 nmol·g－1，而革蘭氏陽性菌從放牧的8.72 nmol·g－1顯著增加到圍封6年的13.43 nmol·g－1。

微生物群落結(jié)構(gòu)也隨著圍欄年限的增加呈現(xiàn)出規(guī)律性的變化。真菌與細(xì)菌的比值常用于評(píng)價(jià)微生物群落的結(jié)構(gòu)指標(biāo)。革蘭氏陽性菌與革蘭氏陰性菌的比值以及環(huán)狀脂肪酸和前體脂肪酸的比值常被用于指示微生物群落結(jié)構(gòu)的環(huán)境壓力［21］，本研究中這兩個(gè)比值圍封6 年土壤相對(duì)于放牧土壤都發(fā)生了顯著改變(P ＜0.05)，說明圍封年限引起了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的顯著改變。

2.4 土壤理化性質(zhì)與土壤酶活性和微生物群落結(jié)構(gòu)的相關(guān)性分析

圖2 圍封與放牧對(duì)土壤微生物群落變化的影響Fig.2 Effects of grazing and fencing on soil microbial communities

不同的土壤酶活性與不同的土壤物理化學(xué)性質(zhì)存在相關(guān)性(表2)。蔗糖酶活性與水溶性有機(jī)碳顯著相關(guān)(P ＜0.05)，β-葡萄糖苷酶活性主要與土壤有機(jī)碳和全氮顯著正相關(guān)，酚氧化酶活性與硫酸鹽呈顯著負(fù)相關(guān)，過氧化物酶活性與土壤水呈顯著負(fù)相關(guān)，蛋白酶活性與有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮呈顯著正相關(guān)，與土壤水呈極顯著正相關(guān)(P ＜0.01)，L-天冬酰胺酶活性與有機(jī)碳和碳氮比呈顯著正相關(guān)，與土壤水和水溶性有機(jī)碳呈極顯著正相關(guān)。脲酶活性與測(cè)試的土壤理化性質(zhì)均沒有顯著的相關(guān)關(guān)系(P＞0.05)。酸性磷酸酶與土壤pH 呈顯著負(fù)相關(guān)，與有機(jī)碳、全氮和土壤水都呈極顯著正相關(guān)。

土壤微生物量與土壤理化性質(zhì)呈現(xiàn)出一定的相關(guān)性。主要表現(xiàn)在土壤有機(jī)碳、全氮和土壤水均與細(xì)菌、真菌(與土壤水無顯著相關(guān))、放線菌、革蘭氏陽性菌以及革蘭氏陰性菌含量有顯著或極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P ＜0.05)(表3)。此外，真菌與細(xì)菌的比值與土壤碳氮比值呈顯著正相關(guān)關(guān)系，革蘭氏陽性菌與革蘭氏陰性菌含量比值與pH 和粘土含量呈顯著負(fù)相關(guān)，與有機(jī)碳、水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮呈顯著正相關(guān)，與土壤水有極顯著正相關(guān)關(guān)系，環(huán)狀脂肪酸與前體脂肪酸的比值與沙土含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，與粉土含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。

表2 土壤理化性與土壤酶活性之間的相關(guān)性Table 2 Correlation coeffients between soil physical and chemical character and enzyme activities

表3 土壤理化性與土壤微生物群落結(jié)構(gòu)之間的相關(guān)性Table 3 Correlation coeffients between soil physical and chemical character and soil microbial communities

3 討論

本研究分析圍封對(duì)當(dāng)雄縣退化草地草甸土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和土壤酶活性的影響發(fā)現(xiàn)，圍封6年內(nèi)土壤含水量和pH 值相對(duì)于放牧土壤有顯著改變(P ＜0.05)，圍封1、4 和6 年內(nèi)土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮含量相對(duì)于放牧土壤有顯著增加;土壤蔗糖酶和L-天冬酰胺酶活性都隨著圍封年限的增加而增加;細(xì)菌、放線菌和革蘭氏陽性菌含量都是圍封6 年相對(duì)于放牧土壤顯著增加。說明在當(dāng)雄縣圍封禁牧不僅有利于土壤物理化學(xué)指標(biāo)的恢復(fù)，而且土壤酶活性與土壤微生物量都會(huì)得到相應(yīng)恢復(fù)，有利于改善土壤生態(tài)環(huán)境。趙帥等［22］在研究?jī)?nèi)蒙古草原土壤微生物時(shí)也發(fā)現(xiàn)圍封內(nèi)土壤生物量顯著高于放牧土壤生物量。熊好琴等［23］在研究圍封禁牧對(duì)土壤理化特征的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)圍封5 年顯著增加了0 －5 cm 土壤有機(jī)碳，圍封16 年能顯著增加土壤粘土含量和有機(jī)碳、全氮含量。說明長(zhǎng)期禁牧可以逐漸改善土壤質(zhì)地和提高土壤肥力，并逐漸恢復(fù)被破壞的土壤生態(tài)功能。本研究中，不同圍封年限及放牧土壤均以細(xì)菌占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)，放線菌次之，真菌數(shù)量最少，可能由于細(xì)菌類群組成具有多樣性或該土壤環(huán)境更適合的細(xì)菌生存［24］，所以有利于細(xì)菌生長(zhǎng)繁殖。圍封6年土壤的細(xì)菌和放線菌生物量顯著大于放牧土壤，這與宋俊峰等［25］、趙吉等［26］得出重度放牧減少了土壤微生物的數(shù)量，而圍封禁牧和輕度放牧有利于土壤微生物的生長(zhǎng)繁殖研究結(jié)果相一致。因此，圍封禁牧或者合理的放牧對(duì)于維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康平衡和草地的可持續(xù)發(fā)展具有重要的意義。

土壤養(yǎng)分的多少及動(dòng)態(tài)變化是評(píng)價(jià)土壤肥力高低的主要指標(biāo)。有機(jī)質(zhì)是土壤的主要養(yǎng)料，尤其是碳、氮、磷。土壤可溶性養(yǎng)分的動(dòng)態(tài)變化反映了土壤現(xiàn)實(shí)供肥能力，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)與土壤含水量、濕度以及土壤微生物活動(dòng)關(guān)系密切［27］。本研究中土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮含量圍封與放牧顯著不同(P ＜0.05)。說明過度放牧破壞土壤結(jié)構(gòu)及養(yǎng)分以后，通過圍欄禁牧是可以恢復(fù)的。此外，在放牧情況下，地表的裸露程度增大，地表蒸發(fā)隨之增大，土壤水分不易保持，呈逐漸下降的趨勢(shì)，而土壤的干燥抑制了土壤微生物的生命活動(dòng)及酶的活性，因此土壤水溶性有機(jī)碳、水溶性有機(jī)氮、土壤含水量與土壤微生物群落和土壤酶活性一定的相關(guān)關(guān)系(表2，3)。

土壤酶是土壤中的生物催化劑，直接參與土壤營(yíng)養(yǎng)元素的有效化過程，對(duì)維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定起著重要的作用［12］。放牧引起的土壤結(jié)構(gòu)破壞，會(huì)導(dǎo)致影響土壤酶活性的環(huán)境因素發(fā)生改變，比如酶作用底物的供給水平等。β-葡萄糖苷酶、蔗糖酶、酚氧化酶和過氧化物酶是與碳循環(huán)密切相關(guān)的土壤酶;L-天冬酰胺酶、蛋白酶和脲酶是與氮循環(huán)密切相關(guān)的土壤酶;堿性磷酸酶是與磷循環(huán)密切相關(guān)的土壤酶。測(cè)試的土壤酶活性中，蔗糖酶活性和L-天冬酰胺酶活性圍封相對(duì)放牧土壤均有明顯增加(P ＜0.05)。蔗糖酶與L-天冬酰胺酶都是水解酶，并且分別與碳循環(huán)和氮循環(huán)密切相關(guān)，這和圍封土壤水溶性有機(jī)碳和水溶性有機(jī)氮含量相對(duì)放牧增加密切相關(guān)。Kandeler 等［28］認(rèn)為，土壤酶的功能多樣性與土壤功能的多樣性緊密相關(guān)，土壤生態(tài)系統(tǒng)退化都伴隨著不同土壤酶活性的下降。本試驗(yàn)中部分土壤酶活性隨著圍封年限增加與放牧土壤無顯著差異(P ＞0.05)，但蔗糖酶與L-天冬酰胺酶的活性增加顯著，這說明:1)短期的禁牧并不會(huì)使所有土壤酶活性發(fā)生顯著的恢復(fù)，但是長(zhǎng)年的禁牧有利于部分與土壤碳循環(huán)與氮循環(huán)相關(guān)的土壤酶活性的恢復(fù);2)放牧已使土壤的物理結(jié)構(gòu)受損(土壤沙土和粉土含量有顯著改變)，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)過分損耗，生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性遭到了破壞，造成土壤環(huán)境的嚴(yán)重退化，但在禁牧4 到6 年后土壤酶活性和土壤微生物量都有顯著提高。王啟蘭等［5］研究指出，隨著放牧強(qiáng)度的增大，土壤纖維素分解酶、多酚氧化酶、脲酶、蛋白酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶活性都顯著下降。孫秀英等［29］研究指出土壤酶活性隨著放牧壓力的增大，呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì)，說明土壤酶功能對(duì)放牧壓力非常敏感，很容易受到放牧的影響，并且一旦嚴(yán)重破壞之后在很長(zhǎng)年限內(nèi)都難以恢復(fù)。

土壤微生物是草地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，其含量和活性與植被類型、放牧干擾強(qiáng)度、土壤肥力等因素密切相關(guān)［30］。本研究中，土壤細(xì)菌、放線菌和革蘭氏陽性菌含量在圍封6 年土壤中相對(duì)于放牧土壤都顯著增加(P ＜0.05)，對(duì)比土壤理化性質(zhì)和土壤酶活性，說明在當(dāng)雄縣圍欄禁牧首先能恢復(fù)土壤理化性質(zhì)及土壤酶活性，隨著禁牧?xí)r間增加會(huì)繼續(xù)恢復(fù)土壤微生物量以及改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)，主要會(huì)顯著增加土壤細(xì)菌、放線菌和革蘭氏陽性菌的含量。也就是說，圍欄禁牧6年可以部分恢復(fù)土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康，首先恢復(fù)的是土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，隨著土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的增加，土壤微生物方面的生態(tài)功能也逐漸恢復(fù)，主要與放線菌、革蘭氏陽性菌有關(guān)的生態(tài)功能。由于土壤微生物是土壤有機(jī)質(zhì)與土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)的動(dòng)力，并且結(jié)合各微生物類群都與土壤有機(jī)碳、全氮、土壤水有顯著正相關(guān)關(guān)系，因此推測(cè)隨著圍欄禁牧年限的增加，土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康和功能會(huì)得到更進(jìn)一步的恢復(fù)。

4 結(jié)論

過度放牧?xí)?yán)重破壞土壤生態(tài)系統(tǒng)，造成土壤環(huán)境的退化，一旦破壞以后，短期的圍欄禁牧很難恢復(fù)。圍封土壤含水量、水溶性有機(jī)碳含量、水溶性有機(jī)氮含量、L-天冬酰胺酶活性、細(xì)菌含量、放線菌含量和革蘭氏陽性菌含量相對(duì)于放牧土壤均有顯著增加(P ＜0.05)。說明長(zhǎng)期的圍欄禁牧有利于土壤生態(tài)功能的恢復(fù)，對(duì)于維持土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康平衡和草地的可持續(xù)發(fā)展具有重要的意義。

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