石羊河下游退耕地土壤微生物變化及土壤酶活性

王理德,姚　拓,王方琳,魏林源,郭春秀,吳春榮,李發(fā)明

1 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué), 草業(yè)學(xué)院, 蘭州　730070 2 甘肅省荒漠化與風(fēng)沙災(zāi)害防治國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地, 武威　733000 3 甘肅河西走廊森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站, 武威　733000 4 草業(yè)生態(tài)系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 蘭州　730070

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石羊河下游退耕地土壤微生物變化及土壤酶活性

王理德1,2,3,姚拓1,4, *,王方琳2,3,魏林源2,3,郭春秀2,3,吳春榮2,3,李發(fā)明2,3

1 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué), 草業(yè)學(xué)院, 蘭州730070 2 甘肅省荒漠化與風(fēng)沙災(zāi)害防治國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地, 武威733000 3 甘肅河西走廊森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站, 武威733000 4 草業(yè)生態(tài)系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 蘭州730070

采用時(shí)空替代法，對(duì)石羊河下游不同年限(1，2，3，4，5，8，15，24、31 a)退耕地土壤微生物(細(xì)菌、真菌和放線菌)數(shù)量、生物量(碳、氮和磷)及土壤酶(過氧化氫酶、蔗糖酶、脲酶和磷酸酶)活性變化及三者的相關(guān)性進(jìn)行了測定和分析。結(jié)果表明，在退耕1—31 a的9個(gè)樣地樣方中土壤三大類微生物數(shù)量以細(xì)菌最高，放線菌次之，真菌最低?？傮w來看，三大土壤微生物數(shù)量的加權(quán)平均值最大值均在退耕后的前8 a。土壤微生物生物量碳在退耕初期隨著退耕年限的增加而減小，退耕4 a后逐漸增大，退耕24 a期間達(dá)到了加權(quán)平均值的最大，最后趨于穩(wěn)定；土壤微生物生物量氮在退耕初期隨著退耕年限的增加而增加，退耕4 a加權(quán)平均值的最大值出現(xiàn)，隨后逐漸減小的趨勢，并且不同退耕年限土壤微生物生物量氮差異顯著；土壤微生物生物量磷在退耕初期隨著退耕年限的增加而增加，退耕8 a前后加權(quán)平均值達(dá)到最大值，隨后逐漸減小，最終趨于穩(wěn)定。土壤酶活性總趨勢隨著退耕地自然演替時(shí)間的增加呈波動(dòng)式下降。不同土壤層次(0—10 cm，10—20 cm，20—30 cm及30—40 cm)，土壤微生物數(shù)量、生物量及土壤酶活性隨土層深度顯著降低, 并且表層土壤微生物生物量及土壤酶活性占有較大比例。土壤微生物及土壤酶活性的變化是一個(gè)極其緩慢的互動(dòng)過程，存在著互相回饋的響應(yīng)，特別是真菌與放線菌、微生物量氮及蔗糖酶，放線菌與過氧化氫酶、蔗糖酶，微生物量碳與磷酸酶，微生物量氮與脲酶，微生物量磷與蔗糖酶均存在極顯著的相關(guān)性?？傮w來看在退耕年限4—5 a前，有利于土壤發(fā)育，退耕后期土壤肥力呈下降的趨勢。

石羊河下游；退耕地；土壤微生物；土壤酶活性

石羊河流域中下游地區(qū)曾經(jīng)是植被茂密、物種豐富、水草特別豐美的大片綠洲[1]。但是，由于石羊河上游農(nóng)業(yè)生產(chǎn)規(guī)模不斷擴(kuò)大，對(duì)水資源的需求逐年增加，流入石羊河中下游綠洲區(qū)內(nèi)的水量急劇減少[2]，下游地區(qū)不得不過量開采地下水來滿足灌溉需水[3]。造成土地大面積棄耕而撂荒，這部分土地如果不及時(shí)保護(hù)，就會(huì)風(fēng)蝕沙化，成為新的沙塵源，形成惡性循環(huán)，使土壤系統(tǒng)遭到破環(huán)，其結(jié)果加劇和導(dǎo)致石羊河中下游成為全國沙塵源區(qū)和生態(tài)危機(jī)區(qū)，不利于《甘肅石羊河流域重點(diǎn)治理規(guī)劃》國家生態(tài)建設(shè)項(xiàng)目工程的實(shí)施。因此，加強(qiáng)對(duì)石羊河下游土壤系統(tǒng)的研究，不僅對(duì)該區(qū)域的生物多樣性保護(hù)具有積極作用，而且對(duì)我國干旱沙區(qū)生態(tài)系統(tǒng)研究具有重大指導(dǎo)意義。

土壤微生物是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，雖然只占土壤營養(yǎng)庫的小部分，但它既是養(yǎng)分的“庫”，又是養(yǎng)分的“源”，是土壤生態(tài)系統(tǒng)的核心，直接或間接參與調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分循環(huán)[4]、能量流動(dòng)[5]、有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)換[6]、土壤肥力形成[7]、污染物的降解及環(huán)境凈化[8]等，特別在生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)轉(zhuǎn)化和能量流動(dòng)過程中起主導(dǎo)作用，具有巨大的生物化學(xué)活性[9]。在一定程度上能反映土壤環(huán)境狀況，能較早地指示生態(tài)系統(tǒng)功能的變化，是評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量的重要參數(shù)[10]。土壤酶是土壤系統(tǒng)的生物催化劑，參與許多重要的生物化學(xué)過程，在土壤物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)化過程中起著重要作用，是土壤功能的直接體現(xiàn)。與土壤理化性質(zhì)、土壤類型、施肥、耕作以及其它農(nóng)業(yè)措施等密切相關(guān)[11- 12]。土壤酶活性在一定程度上反映了土壤所處的狀況，且對(duì)環(huán)境等外界因素引起的變化較敏感，成為土壤系統(tǒng)變化的預(yù)警和敏感指標(biāo)[13]，作為農(nóng)業(yè)土壤質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)功能的生物活性指標(biāo)已被廣泛研究[14- 15]。土壤微生物與土壤酶活性一起推動(dòng)著土壤生物化學(xué)過程，同時(shí)對(duì)土壤的演化具有重要影響。以前，對(duì)土壤演變的研究主要以土壤理化性質(zhì)為目標(biāo)[16]，近年來，土壤微生物特性與土壤酶活性對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)演變所起的作用也受到廣泛的關(guān)注[14,17- 21]，但在西北干旱沙區(qū)，退耕地自然恢復(fù)過程中土壤微生物與土壤酶活性相關(guān)性研究報(bào)道較少。

本研究以石羊河下游不同年限(1—31 a)退耕地為研究對(duì)象，旨在探討其土壤微生物區(qū)系組成、土壤微生物生物量、土壤酶活性的變化特征以及它們之間的相互關(guān)系，為揭示石羊河下游退耕區(qū)土壤系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，同時(shí)為該地區(qū)的可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

1　材料與方法

1.1研究區(qū)概況

圖1　研究區(qū)位置示意圖Fig.1　Location of study area schematic plot

研究區(qū)位于石羊河下游的甘肅省民勤縣西渠鎮(zhèn)(圖1)，海拔1297—1306 m，地理坐標(biāo)為39°01′44″—39°03′28″ N、103°35′58″—103°37′54″ E，研究區(qū)均為退耕地，附近居民已經(jīng)搬遷或者移民。年日照時(shí)數(shù)2832.1 h，年均溫度7.4℃，極端最高氣溫38.1℃，極端最低氣溫-28.8℃，晝夜溫差大；年均降水量110 mm，年內(nèi)分布不均勻，73%的降雨量集中在7—9月；年均蒸發(fā)量2644 mm；年平均風(fēng)速2.3 m/s；土壤類型為灰棕漠土。灌木種主要有鹽爪爪(Kalidiumfoliatum)，蘇枸杞(Lyciumruthenicum)，紅砂(Reamuriasoongoria)等；草本植物有藜(Chenopodiumalbum)，駱駝蒿(Peganumnigellastrum)，鹽生草(Halogetonarachnoideus)，駱駝蓬(Peganumharmala)，田旋花(Convolvulusarvensis)等。

1.2樣地布設(shè)

2011年11月，走訪調(diào)查當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶和查閱西渠鎮(zhèn)煌輝村與志云村退耕土地使用記錄。在此基礎(chǔ)上采用空間替代時(shí)間的方法，在集中連片的退耕地上，選擇植物生長均勻、微地形差異較小。并且土壤沒有因自然因素而導(dǎo)致地形的變遷或因人為因素而引起的土壤物質(zhì)再分配的地段，在保證樣地沙土母質(zhì)基本相同的情況下，分別選擇退耕年限為1，2，3，4，5，8，15，24、31 a的9個(gè)樣地(表1)，用GPS定位，樣地面積為1 hm2。在每個(gè)樣地中以S形方法布設(shè)5個(gè)土樣采集點(diǎn)，做好標(biāo)記。試驗(yàn)區(qū)各樣地之間相對(duì)高差約9 m(表1)。

表1　不同退耕年限樣地狀況

1.3土壤樣品采集及預(yù)處理

2012年9月22—23日，在每個(gè)樣地內(nèi)布設(shè)的5個(gè)土樣采集點(diǎn)，每樣點(diǎn)3個(gè)重復(fù)，分別采集0—10 cm、10—20 cm、20—30 cm 、30—40 cm深度的土壤樣品，共108個(gè)。每個(gè)樣品取重1 kg左右，裝入無菌袋放于帶冰塊的泡沫箱內(nèi)，帶回實(shí)驗(yàn)室，貯存于4℃冰箱，用于土壤微生物數(shù)量、土壤微生物生物量及土壤酶活性的測定。

1.4土壤分析測定1.4.1土壤微生物數(shù)量測定

細(xì)菌數(shù)量測定：采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)[9]。

真菌數(shù)量測定：采用馬丁-孟加拉紅培養(yǎng)基，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)[9]。

放線菌數(shù)量測定：采用改良高氏一號(hào)培養(yǎng)基[22]，以平板表面涂抹法計(jì)數(shù)[9]。

1.4.2土壤微生物生物量測定

以氯仿熏蒸法[9]測定。土壤微生物生物量碳(SMBC)測定[23]。土樣經(jīng)氯仿熏蒸后用0.5 mol/L K2SO4溶液提取，浸提液中碳測定采用重鉻酸鉀硫酸外加熱法。

土壤微生物生物量氮(SMBN)測定[23]。土樣經(jīng)氯仿熏蒸后用0.5 mol/L K2SO4溶液提取，浸提液中氮測定采用凱氏定氮法。

土壤微生物生物量磷(SMBP)測定[23]。土樣經(jīng)氯仿熏蒸后用0.5 mol/L NaHCO3溶液提取，提取液中磷測定采用鉬藍(lán)比色法。

式中，Ec為熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳(氮、磷)量；Ec0為不熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳(氮、磷)量；0.38(0.54、0.40)-校正系數(shù)。

1.4.3土壤酶活性測定

過氧化氫酶活性的測定采用容量法[15]，用于滴定土壤濾液所消耗的高錳酸鉀量(毫升數(shù))為B，用于滴定25 mL原始的過氧化氫混合液所消耗的高錳酸鉀量(毫升數(shù))為A。(A-B)×T即為過氧化氫酶活性。

脲酶活性的測定采用靛酚藍(lán)比色法[24]，以24 h后1 g土壤中NH3-N的毫克數(shù)表示。

蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法[24]，以24 h后1 g土壤葡萄糖的毫克數(shù)表示。

磷酸酶活性用磷酸苯二鈉比色法[24]，以24 h后1 g土壤中釋出的酚的毫克數(shù)表示。

1.4.4土壤微生物數(shù)量、微生物生物量和土壤酶活性加權(quán)平均值計(jì)算

1.5數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)先使用 Excel軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)整理，然后將整理好的數(shù)據(jù)用SPSS 18.0軟件進(jìn)行分析處理。不同年代退耕地土壤微生物數(shù)量、微生物量及土壤酶活性差異顯著性采用單因素方差分析(one-way ANOVA)檢驗(yàn)。上述三者之間的相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)。

2　結(jié)果與分析

2.1土壤微生物數(shù)量的變化

土壤三大類微生物數(shù)量反映了土壤中微生物的功能與活性。石羊河中下游不同年限退耕地土壤三大類微生物數(shù)量均表現(xiàn)為：細(xì)菌最高，放線菌次之，真菌最低。經(jīng)方差分析，退耕年限對(duì)微生物數(shù)量無顯著影響。而土層深度的變化對(duì)細(xì)菌、真菌及放線菌有極顯著的差異(P<0.01)，同一退耕年限，土壤三大類微生物數(shù)量均為表層大于深層，如退耕1a表層細(xì)菌、真菌及放線菌的數(shù)量分別為30—40 cm土層中的51、5.6及8.1倍。

不同退耕年限土壤微生物數(shù)量的變化，從圖2和表2中可以看出，不同年限退耕地相同土層間細(xì)菌成階梯式變化，加權(quán)平均值的最大值11.49×105cfu/g出現(xiàn)在第1年，加權(quán)平均值的最小值0.75×105cfu/g出現(xiàn)在第15年前后，從第2年到第4年、第5年到第8年以及第15年到第24年這幾個(gè)時(shí)段都成階梯式逐漸增大。真菌總體表現(xiàn)出隨著退耕年限的增加波動(dòng)式增大、再波動(dòng)式減小的趨勢。當(dāng)退耕4 a時(shí)，達(dá)到加權(quán)平均值的最大值2.33×103cfu/g，然后隨著退耕年限的增大，逐漸減小，最后趨于穩(wěn)定。放線菌呈現(xiàn)出隨著退耕年限的增加而波動(dòng)式增大，最后波動(dòng)式減小的趨勢。在退耕1—4 a間逐漸增大，第5年時(shí)有所下降，到退耕8 a前后達(dá)到了加權(quán)平均值的最大值5.81×105cfu/g，退耕15 a期間，下降到加權(quán)平均值的最小值0.71×105cfu/g，而后逐漸趨于平穩(wěn)。退耕1—31 a間，土壤微生物數(shù)量均表現(xiàn)出隨土壤深度的增加而逐漸降低，不同層次間三大土壤微生物數(shù)量存在極顯著差異(P<0.01)。

表 2　不同退耕年限土壤微生物數(shù)量

表中數(shù)據(jù)均為不同土壤層次(0—10 cm，10—20 cm，20—30 cm及30—40 cm)各指標(biāo)的加權(quán)平均值

圖2　不同土層不同退耕年限土壤微生物數(shù)量分布Fig.2　The quantitative distribution of soil microorganism in various soil layers at different ages since restoration

2.2土壤微生物生物量的變化

土壤微生物生物量碳、氮、磷是土壤活性養(yǎng)分的儲(chǔ)存庫，能靈敏的反映環(huán)境因子的變化[25]。土壤微生物生物量隨著土層深度的增加，呈顯出減少的變化趨勢，經(jīng)方差分析，各土層之間微生物生物量碳、氮、磷有極顯著的差異(P<0.01)。不同退耕年限土壤微生物生物量氮差異顯著(P<0.05)，即退耕年限不同，微生物生物量氮亦不同。但對(duì)微生物生物量碳和微生物生物量磷差異不顯著。即隨著退耕年限的變化，微生物生物量碳和磷無明顯變化。

不同退耕年限土壤微生物數(shù)量的變化，從圖3和表3中可以看出，不同年限退耕地相同土層間土壤微生物生物量碳成階梯式變化，加權(quán)平均值的最大值629.88mg/kg出現(xiàn)在第24年期間，加權(quán)平均值的最小值177.79mg/kg出現(xiàn)在第3年，從第1年到第3年逐漸減小，然后成逐漸增大趨勢，到24 a前后趨于平穩(wěn)。土壤微生物生物量氮呈現(xiàn)出隨著退耕年限的增加而波動(dòng)式減小，再波動(dòng)式增大，最后波動(dòng)式減小的趨勢，到24 a前后趨于平穩(wěn)。在退耕1—2 a逐漸減小，而后顯著增大，到退耕4 a時(shí)達(dá)到了加權(quán)平均值的最大值183.73 mg/kg，然后相對(duì)趨于平穩(wěn)而下降，退耕15 a前后下降到加權(quán)平均值的最小值79.92 mg/kg。微生物量磷總體表現(xiàn)出隨著退耕年限的增加波動(dòng)式增大、再波動(dòng)式減小的趨勢。當(dāng)退耕5—8 a時(shí)，達(dá)到加權(quán)平均值的最大值121.12mg/kg左右，然后隨著退耕年限的增大，逐漸減小，最后趨于穩(wěn)定。退耕1—31 a間，土壤微生物生物量均表現(xiàn)出隨土壤深度的增加而逐漸降低，不同層次間土壤微生物生物量存在極顯著差異(P<0.01)。

表3　不同退耕年限土壤微生物生物量

圖3　不同土層不同退耕年限土壤微生物量分布Fig.3　The soil microbial biomass distribution in different soil layers at different ages since restoration

2.3土壤酶活性的變化

從圖4可以看出，各層次土壤酶活性變化的總趨勢為，隨著土壤深度的增加而降低，即：0—10 cm>10—20 cm>20—30 cm>30—40 cm。經(jīng)方差分析，退耕年限與土層深度的變化，對(duì)過氧化氫酶的活性無顯著影響；而對(duì)蔗糖酶與脲酶活性有極顯著的差異(P<0.01)；磷酸酶的活性隨著退耕年限的變化不大，但隨著土壤深度的增加顯著減小(P<0.01)。

圖4　不同土層不同退耕年限土壤酶分布Fig.4　The soil enzyme distribution in different soil layers at different ages since restoration

針對(duì)不同退耕年限土壤酶活性變化，從圖4和表4中可以看出，不同年限退耕地相同土層間過氧化氫酶活性成波動(dòng)式變化，加權(quán)平均值的最大值1.03 mL g-120min-1)出現(xiàn)在第2年，加權(quán)平均值的最小值0.94 mL g-120min-1出現(xiàn)在第3年，總體來看，不同年限退耕地其活性變化不大，相對(duì)穩(wěn)定，加權(quán)平均值都在1 mL g-120min-1左右。脲酶活性呈現(xiàn)出隨著退耕年限的增加而波動(dòng)式減小趨勢，最后趨于穩(wěn)定。退耕5年后，波動(dòng)幅度較大，明顯減小，退耕15 a前后，達(dá)到加權(quán)平均值的最小值0.12 mg g-1d-1，最后趨于相對(duì)平穩(wěn)。蔗糖酶活性總體表現(xiàn)出隨著退耕年限的增加波動(dòng)式增大、再波動(dòng)式減小的趨勢。當(dāng)退耕4 a時(shí)，蔗糖酶活性達(dá)到加權(quán)平均值的最大值16.51 mg g-1d-1，當(dāng)退耕時(shí)間達(dá)到15 a期間其活性逐漸減小，最后趨于穩(wěn)定。磷酸酶活性呈現(xiàn)出隨著退耕年限的增加而波動(dòng)式減小，再波動(dòng)式增大，最后相對(duì)的趨勢。在退耕1 a到3 a間逐漸減小，而后顯著增大，到退耕5—8 a時(shí)達(dá)到了加權(quán)平均值的最大值3.17 mg g-1d-1左右，退耕15 a前后，磷酸酶活性相對(duì)平穩(wěn)。

表4　不同退耕年限土壤酶活性數(shù)值

3　討論與結(jié)論

3.1土壤微生物數(shù)量的變化規(guī)律

土壤微生物數(shù)量與其所處土壤各相關(guān)因子的變化密不可分。本研究中，土壤三大類微生物數(shù)量基本都是細(xì)菌最高，放線菌次之，真菌最低，這說明細(xì)菌是優(yōu)勢菌，這個(gè)結(jié)論印證了譚宏偉[18]、馬文文[20]、王少昆[21]、逄蕾[26]等的觀點(diǎn)。石羊河下游流域土壤中性偏堿性，同時(shí)生長的植被分泌物，適宜細(xì)菌的生長繁殖，而不利于真菌的生存，因此細(xì)菌數(shù)量遠(yuǎn)大于真菌數(shù)量。不同退耕年限9個(gè)樣地相比較，退耕1 a的土地中細(xì)菌數(shù)量最多，而真菌數(shù)量最少，放線菌數(shù)量居中，這與總的微生物數(shù)量的變化趨勢相一致；退耕4 a的土地中真菌數(shù)量最大，細(xì)菌與放線菌數(shù)量居中；退耕8 a期間土地中放線菌數(shù)量最大，細(xì)菌與真菌數(shù)量居中?？傮w來看，三大土壤微生物的加權(quán)平均值的最大值均在退耕后的前8 a，這是由于，退耕1—8 a耕作施肥等農(nóng)業(yè)管理措施剛停止或者停止時(shí)間不長，土壤有機(jī)質(zhì)含量和其他相關(guān)因子較高[27]，1 a生草本植物迅速生長，占據(jù)優(yōu)勢[28]，土壤微生物生長旺盛；隨著退耕年限的增加，特別是退耕4—5 a后，土壤濕度減小，土壤全氮、銨態(tài)氮和有機(jī)質(zhì)等其它因子含量下降[27,29- 30]，限制了土壤微生物的活動(dòng)。

在土壤層次上，除退耕2 a土壤中真菌的加權(quán)平均值的最大值出現(xiàn)在20—30 cm土層外，其余各退耕年限三大土壤微生物的加權(quán)平均值的最大值均出現(xiàn)在0—10 cm及10—20 cm土壤層，總的變化趨勢是隨土壤深度的增加三大土壤微生物數(shù)量逐漸減小。該結(jié)果與譚宏偉[18]、馬文文[20]、文都日樂等[31]研究得出的土壤微生物空間變化規(guī)律相似。其原因與各土層中有機(jī)質(zhì)含量以及土壤的水分含量直接相關(guān)[32]。

3.2土壤微生物微生物量的變化規(guī)律

土壤微生物生物量反映了土壤中微生物的功能與活性，同時(shí)，微生物量與其所處土壤各相關(guān)因子的變化密不可分。對(duì)研究區(qū)9個(gè)樣地相比較，土壤微生物生物量碳的加權(quán)平均值的最大值629.88 mg/kg出現(xiàn)在退耕后24 a期間，而此時(shí)土壤微生物生物量氮與土壤微生物生物量磷居中；退耕4 a的土地中微生物量氮值(183.73 mg/kg)最大，微生物量碳與微生物量磷居中；退耕8 a左右土地中微生物量磷值(121.12 mg/kg)最大，微生物量碳與微生物量居中。土壤微生物生物量是土壤中活的有機(jī)質(zhì)，是土壤養(yǎng)分重要來源。土壤微生物生物量碳加權(quán)平均值的最大值出現(xiàn)在退耕后的24 a期間，說明土壤微生物生物量碳的聚集是一個(gè)漫長的過程，到24 a前后才能達(dá)到加權(quán)平均值的最大值；土壤微生物生物量氮的加權(quán)平均值的最大值出現(xiàn)在退耕后的4 a，說明退耕4 a時(shí)，土壤肥力水平達(dá)到了最好狀態(tài)，到退耕5 a時(shí)，又恢復(fù)到退耕3 a時(shí)的狀況，可能與退耕最后一年種植的不同農(nóng)作物有關(guān)，退耕4 a的土地，最后一年種植豆科的紫花苜蓿(MedicagosativaL.)，其余土地種植的農(nóng)作物是西瓜(Citrulluslanatus)、茴香(Foeniculumvulgare)、棉花(Gossypiumspp)等，這一現(xiàn)象的出現(xiàn)，正好與種植豆科植物可以改良土壤相吻合，說明退耕地土壤肥力的狀況與退耕最后一年種植的農(nóng)作物有密切的關(guān)系；土壤微生物生物量磷加權(quán)平均值的最大值雖然出現(xiàn)在退耕后的5—8 a，但變化不在，退耕3 a到15 a期間都在加權(quán)平均值110 mg/kg與120 mg/kg上下波動(dòng)，說明土壤微生物生物量磷受退耕年限的影響不明顯，可能原因是磷在土壤中的形態(tài)較為復(fù)雜，并且土壤磷素分布受到成土母質(zhì)中礦物成分、地貌、土地利用方式等多種因素的影響，幾乎不受自然環(huán)境和植被的影響[20,33]。其具體原因有待進(jìn)一步的研究。

在土壤層次上，微生物量磷呈現(xiàn)出隨著土層深度增加而土壤微生物生物量減小的趨勢。同時(shí)也發(fā)現(xiàn)，0—10 cm土層的微生物量在4層總的微生物量中占有較大的比例。譚宏偉[18]、馬文文[20]、文都日樂等[31]研究也發(fā)現(xiàn)了相似的規(guī)律。主要是由于土壤表層有少量的枯枝落葉和腐殖質(zhì)，有機(jī)質(zhì)含量高，再加上表層溫度條件和通氣狀況良好，微生物旺盛生長，代謝活躍，使表層的土壤微生物生物量增加[19- 20]。

3.3土壤酶活性的變化規(guī)律

對(duì)9個(gè)樣地相比較，退耕2 a的土壤中過氧化氫酶與脲酶的活性最強(qiáng)，而蔗糖酶與磷酸酶活性居中；退耕4 a的土壤中蔗糖酶與脲酶活性最強(qiáng)，過氧化氫酶與磷酸酶活性居中；退耕5 a的土壤中磷酸酶活性最強(qiáng)，蔗糖酶活性較弱，過氧化氫酶與脲酶活性居中。因此，根據(jù)各種酶的功能特征，退耕2 a的土壤對(duì)防止H2O2的毒害最為有效，最有利于土壤含氮化合物的水解與轉(zhuǎn)化；退耕4 a的土壤熟化程度最高；退耕5 a的土壤有利于加快有機(jī)磷的脫磷速度?？傮w來看，四種土壤酶的加權(quán)平均值的最大值均在退耕后的前5 a，這是由于，退耕1—5 a耕作施肥剛剛停止，土壤有機(jī)質(zhì)含量和其他相關(guān)因子較高[27,29]，土壤酶的活性較強(qiáng)；退耕4—5 a后，全氮、銨態(tài)氮、土壤有機(jī)質(zhì)、全磷等其他因子含量下降[29]，脲酶、磷酸酶的活性功能也隨之減小。根據(jù)退耕年限與四種酶活性的相關(guān)性分析，蔗糖酶與退耕年限表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為53.4%；脲酶與退耕年限表現(xiàn)出極顯著的負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)達(dá)到86.2%。這說明土壤酶活性用來表征干旱區(qū)土壤肥力狀況是可行的，同時(shí)說明，退耕4—5 a后雖然土壤的熟化程度越大，但土壤的肥力呈下降的趨勢[30]，這一現(xiàn)象的出現(xiàn)與草原撂荒地土壤理化特性隨著撂荒時(shí)間延長而增加的現(xiàn)象相反[34]。石羊河下游地區(qū)，土層淺薄，退耕4年后，土壤團(tuán)聚性降低，土壤質(zhì)地變粗[30]，就會(huì)風(fēng)蝕沙化，生態(tài)環(huán)境一旦遭到破壞，則難以恢復(fù)。因此，退耕4—5 a撂荒地合理利用與修復(fù)值得高度重視。

在土壤層次上，隨土壤深度的增加四種土壤酶活性逐漸減小。同時(shí)也發(fā)現(xiàn)，0—10 cm土層的酶活性在4層總酶活性中占有較大的比例。該結(jié)果與文都日樂等[31]、符裕紅[35]、秦燕等[36]、王理德[37]研究得出的土壤酶活性垂直變化的特點(diǎn)相一致。其原因，由于石羊河下游土壤肥力較差，只有表層有少量的枯枝落葉和腐殖質(zhì)，可以支持微生物的生長，表層溫度條件和通氣狀況良好，一旦遇到降雨，微生物旺盛生長，代謝活躍，使表層的土壤酶活性提高。研究區(qū)干旱少雨，自然降雨只能貯藏于土壤表層，隨著土壤剖面的加深，土壤水分顯著減少，土壤溫度降低，土壤密度增加，有機(jī)質(zhì)和腐殖質(zhì)數(shù)量減少，限制了土壤微生物的正常活動(dòng)及代謝產(chǎn)酶能力[38]。由于這些因素的綜合作用，使得土壤酶活性隨著土層的加深而逐漸降低，而且，表層土壤酶活性所占比例較大。

也有學(xué)者研究認(rèn)為土壤脲酶活性[39]與土壤氧化氫酶活性[40]隨土層的增加而逐漸升高，還有學(xué)者認(rèn)為它們的變化不明顯，沒有表現(xiàn)出規(guī)律性[41]。研究結(jié)果相異，主要是因?yàn)檠芯繀^(qū)土壤、氣象及環(huán)境不同而不同。

3.4土壤微生物數(shù)量、微生物量及酶活性的相關(guān)性

對(duì)石羊河流域下游退耕地土壤微生物數(shù)量、微生物量和土壤酶活性進(jìn)行相關(guān)性分析結(jié)果如表5所示。土壤微生物數(shù)量與土壤微生物生物量之間的相關(guān)性結(jié)果顯示，土壤微生物生物量碳與放線菌呈顯著正相關(guān)(P<0.05)；土壤微生物生物量氮與三大土壤微生物數(shù)量均呈顯正相關(guān)，并與真菌呈現(xiàn)出極顯著正相關(guān)(P<0.01)，相關(guān)系數(shù)達(dá)到了90%以上；土壤微生物生物量磷與細(xì)菌呈顯著負(fù)相關(guān)、與放線菌呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而與真菌無顯著相關(guān)性。

表5　各指標(biāo)之間的相關(guān)性

* 表示顯著相關(guān)(P<0.05)，** 表示極顯著相關(guān)(P<0.01)

土壤微生物數(shù)量與土壤酶之間的相關(guān)性結(jié)果表明，土壤細(xì)菌與脲酶呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而與其它3種土壤酶無顯著的相關(guān)性；真菌與蔗糖酶呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與脲酶呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而與過氧化氫酶和磷酸酶無顯著相關(guān)性；放線菌與過氧化氫酶和蔗糖酶呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與磷酸酶呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。

土壤微生物生物量與土壤酶之間的相關(guān)性結(jié)果表明，土壤微生物碳只與磷酸酶呈現(xiàn)出極顯著正相關(guān)(P<0.01)，而與其余3種酶無顯著的相關(guān)性；土壤微生物氮與脲酶呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與蔗糖酶呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而與過氧化氫酶和磷酸酶呈負(fù)相關(guān)；微生物磷只與蔗糖酶呈現(xiàn)出極顯著正相關(guān)(P<0.01)，而與其余3種酶無顯著相關(guān)性。

三大類微生物之間只有真菌與放線菌呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，其它之間都沒有顯著相關(guān)性；微生物量碳、氮、磷之間也只有微生物量碳與微生物量氮呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，其余之間也無顯著相關(guān)性；四種酶彼此之間只有過氧化氫酶與蔗糖酶和磷酸酶呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)(P<0.05)，其余各土壤酶之間也無顯著相關(guān)性。

土壤微生物數(shù)量、土壤微生物生物量和土壤酶活性反映了土壤的營養(yǎng)狀況，三者在一定程度上可以反映土壤肥力狀況及其生產(chǎn)力水平[42]。石羊河下游退耕地土壤微生物數(shù)量、微生物量和酶活性之間有不同程度的相關(guān)性。特別是真菌與放線菌、微生物量氮、蔗糖酶，放線菌與過氧化氫酶、蔗糖酶，微生物量碳與磷酸酶，微生物量氮與脲酶，微生物量磷與蔗糖酶均存在極顯著的相關(guān)性。微生物數(shù)量、微生物量和酶活性對(duì)土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化和供應(yīng)起重要作用[43]，且三者之間密切聯(lián)系、彼此影響。放線菌與土壤磷酸酶存在顯著的正相關(guān)(P<0.05)，表明微生物促進(jìn)胞外磷酸酶的分泌[44]。土壤微生物生物量氮與脲酶活性呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，這表明土壤中存在著一些固氮微生物，其數(shù)量的增加將促進(jìn)對(duì)土壤氮的固定，從而為脲酶提供了底物，提高了脲酶活性，使其礦化成無機(jī)氮，土壤微生物吸收后轉(zhuǎn)化成土壤微生物生物量氮，微生物量氮是土壤有機(jī)—無機(jī)態(tài)氮轉(zhuǎn)化的一個(gè)關(guān)鍵環(huán)節(jié)[44]。

土壤演變是極其復(fù)雜而又緩慢的過程，石羊河流域下游退耕地在31 a的自然恢復(fù)過程中，土壤微生物數(shù)量表現(xiàn)為細(xì)菌數(shù)量最多，是該地區(qū)的優(yōu)勢菌，放線菌數(shù)量次之，真菌數(shù)量最少。退耕4 a時(shí)，土壤的熟化程度和土壤肥力水平達(dá)到了最好狀態(tài)。土壤微生物數(shù)量、土壤微生物生物量碳、氮、磷含量及土壤酶活性隨土層的加深而降低，兩兩之間都存在不同程度的相關(guān)性。退耕4—5 a年后，土壤的肥力呈下降的趨勢。因此，退耕4—5 a后，土地修復(fù)、利用及荒漠化治理是關(guān)鍵時(shí)候。

致謝：北京林業(yè)大學(xué)吳江梅教授對(duì)寫作給予幫助，特此致謝。

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Soil microbial and soil enzyme activity in a discontinued farmland by the Lower Shiyang River

WANG Lide1,2,3, YAO Tuo1,4,*, WANG Fanglin2,3, WEI Linyuan2,3, GUO Chunxiu2,3, WU Chunrong2,3, LI Faming2,3

1PrataculturalCollegeofGansuAgriculturalUniversity,Lanzhou730070,China2StateKeyLaboratoryBreedingBaseofDesertificationandAeolianSandDisasterCombating,Wuwei733000,China3GansuHexiCorridorForestEcosystemNationalResearchStation,Wuwei733000,China4KeylaboratoryofGrasslandEcosystem,MinistryofEducation,Lanzhou730070,China

To better understand the changes in soil conditions after agriculture use ceases, we measured and analyzed the changes in three components—soil microbial quantity, soil microbial biomass, and soil enzyme activity—in sample sites where farming had been discontinued for different periods (1, 2, 3, 4, 5, 8, 15, 24 and 31 years), in the lower Shiyang River area. By using the data, the correlations between the three components were also studied in 2012. The three components, respectively, contained 1) bacteria, fungi, and actinomycetes; 2) microbial biomass carbon, microbial biomass nitrogen, and microbial biomass phosphorus; and 3) catalase, sucrase, urease, and phosphatase. Synchronic space investigation was adopted instead of diachronic temporal investigation. Results showed that bacteria were the most abundant of the three soil microorganisms in the nine soil samples taken 31 years after farming ceased, followed by actinomycetes and fungi. Overall, the maximum weighted average of the three soil microbial quantities all occurred in the first 8 years after farming ceased. The quantity of soil microbial biomass carbon initially decreased with increasing time since farming ceased. It gradually increased starting in the 4thyear and reached the peak in the 24thyear, after which it became stable. The soil microbial biomass nitrogen appeared to increase with time. After the maximum weighted average in the 4thyear, there was a steady reduction with large significant differences in soil microbial biomass nitrogen among soil sites of various ages. The weighted average soil microbial biomass phosphorus increased at the same pace as nitrogen at the beginning of the soil restoration period. The biomass phosphorus level climaxed at the 8thyear, after which it tended to decline gradually before finally stabilizing. The general trend of soil enzyme activity decreased, but with fluctuations, with increasing soil succession age. Moreover, soil microbial quantity, soil microbial biomass, and soil enzyme activity declined dramatically in all restoration ages with soil depth from 0 to 10 cm, 10 to 20 cm, and 20—30 to 30—40 cm. In addition, the surface soil microbial biomass and soil enzyme activity were the largest among the four soil levels. The changes in soil microbial quantity, soil microbial biomass, and soil enzyme activity were extremely slow. In addition, an interactive process and a feedback response between the three components was observed. Highly significant correlations were found, especially between fungi and actinomycetes, microbial biomass nitrogen and sucrase, actinomycetes and catalase and sucrase, microbial biomass carbon and phosphatase, microbial biomass nitrogen and urease, and microbial biomass phosphorus and sucrose. To summarize, we noted an improvement in the soil conditions in the initial 4-5 years after ceasing agricultural practice, followed by a declining trend in soil fertility.

lower Shiyang River; former agricultural land; soil microbes; soil enzyme activity

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41161049, 31360584, 31160264)

2014- 12- 28; 網(wǎng)絡(luò)出版日期:2015- 11- 16

Corresponding author.E-mail: yaotuo@gsau.edu.cn

10.5846/stxb201412282593

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