黃土高原風(fēng)蝕水蝕交錯(cuò)區(qū)典型植被對(duì)土壤酶活性的影響

王嘉維

（山西大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，山西 太原 030006）

黃土高原風(fēng)蝕水蝕交錯(cuò)區(qū)，是干旱和半干旱區(qū)生態(tài)系統(tǒng)共同作用的重要交錯(cuò)地帶[1]。該區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的優(yōu)劣對(duì)于黃土高原防止水土流失、改善土壤質(zhì)量和維護(hù)生態(tài)平衡具有重要作用。近年來(lái)，隨著退耕還林（草）工程的實(shí)施，黃土高原風(fēng)蝕水蝕交錯(cuò)區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)得到有效改善，典型生物結(jié)皮與草本鑲嵌分布，且覆蓋度高達(dá)60%～70%[2]。目前，關(guān)于該區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的研究報(bào)道已有不少，但大多集中于生物結(jié)皮的空間分布特征[3-4]、水土保持功能[5]、對(duì)土壤養(yǎng)分的影響[6]以及對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響[7]等。關(guān)于生物結(jié)皮與不同植被對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的交錯(cuò)影響研究尚少，而二者對(duì)土壤酶活性的交錯(cuò)影響研究更為鮮見(jiàn)。

土壤酶是一種特殊的生物蛋白質(zhì)，具有催化土壤養(yǎng)分分解和加速土壤元素循環(huán)的作用[8]。土壤酶來(lái)源于微生物、土壤動(dòng)物和殘?bào)w以及植物根系和凋零物分泌[9]。土壤酶的生物催化作用尤其以水解酶最為顯著，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)中的物質(zhì)循環(huán)影響最為重要。植被可通過(guò)根系分泌物和凋零物分解來(lái)影響土壤酶活性，同時(shí)也通過(guò)改善微生物生存環(huán)境和酶促反應(yīng)條件來(lái)影響土壤酶活性[10]。目前，已有許多學(xué)者針對(duì)水陸交錯(cuò)帶[11]、農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)[12-13]、森林態(tài)系統(tǒng)[14-15]以及濕地生態(tài)系統(tǒng)[16-17]中不同植被類(lèi)型下的土壤酶活性差異進(jìn)行了研究。黃土高原風(fēng)蝕水蝕交錯(cuò)區(qū)地處干旱和半干旱區(qū)，該區(qū)植被恢復(fù)對(duì)整個(gè)黃土高原的水土流失治理乃至全國(guó)的生態(tài)修復(fù)有著重要意義，但針對(duì)該區(qū)不同類(lèi)型植被土壤酶活性差異的研究仍鮮有報(bào)道。

本研究以毛烏素沙漠東緣發(fā)育近30 a的典型蘚結(jié)皮、沙蒿群落以及長(zhǎng)芒草群落為研究對(duì)象。分層（0～30 cm）取樣，測(cè)定3種土壤酶活性，同時(shí)測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮和速效磷的含量，分析了不同植被類(lèi)型的土壤酶活性差異、垂直分布特征以及其對(duì)土壤養(yǎng)分的影響，以期進(jìn)一步揭示典型植被對(duì)土壤酶活性的貢獻(xiàn)，旨在為進(jìn)一步了解土壤酶活性的作用機(jī)制提供實(shí)證，同時(shí)為毛烏素沙漠東緣的生態(tài)修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于黃土高原北部的陜西省神木縣六道溝流域（38°46′～48°51′N(xiāo)，110°21′～110°23′E），海拔1 094.0～1 273.9 m[7]，屬中溫帶半干旱氣候，降雨集中在6—9月，年降水量408.5 mm[7]。黃土高原北部是黃土高原向毛烏素沙漠的過(guò)渡地帶，生態(tài)環(huán)境脆弱，風(fēng)蝕、水蝕交錯(cuò)，水土流失嚴(yán)重。流域?yàn)榈湫偷纳w沙黃土丘陵地貌，分為東西兩半，西部多為固定沙丘，以風(fēng)沙土為主，占流域總面積的13.5%，東部則大部分為黃綿土覆蓋，占流域總面積的86.5%[7]。

1.2 樣地選擇與樣品采集

樣品采集工作于2016年9月12—15日進(jìn)行。沙蒿、長(zhǎng)芒草和蘚結(jié)皮3種典型植被類(lèi)型各選3個(gè)樣地（表1）。每種植被類(lèi)型樣地相鄰近，且一一對(duì)應(yīng)。每個(gè)樣地隨機(jī)選擇4個(gè)樣點(diǎn)，每個(gè)樣點(diǎn)采集6種深度（0～5，5～10，10～15，15～20，20～25，25～30 cm）的土壤樣品，并將同一樣地中4個(gè)樣點(diǎn)的同層次樣品混合，即4種處理×3個(gè)樣地×6種深度，共采集72個(gè)樣品。樣品使用直徑70 mm、高50 mm的環(huán)刀采集，并將樣品存于密封采樣袋中于4℃下保存。樣品預(yù)處理和分析測(cè)定于實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。

表1 樣地基本情況

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

1.3.1 土壤酶活性測(cè)定 脲酶活性用奈氏比色法測(cè)定[18]，以37℃下1 g土樣1 h生成NH3-N的μg數(shù)表示；堿性磷酸酶活性用磷酸苯二鈉比色法[18]測(cè)定，以37℃下1g土樣1h生成苯酚的μg數(shù)表示；蔗糖酶活性用3，5-二硝基水楊酸比色法[18]測(cè)定，以37℃下1 g土樣1 h生成葡萄糖的μg數(shù)表示。

1.3.2 土壤理化性質(zhì)測(cè)定 土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀氧化法進(jìn)行測(cè)定；堿解氮采用堿擴(kuò)散法進(jìn)行測(cè)定；速效磷采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法進(jìn)行測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用SPSS Statistics 22.0中描述性統(tǒng)完成數(shù)據(jù)平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤差的計(jì)算，使用LSD多重比較分析土壤酶活性和土壤養(yǎng)分的差異顯著性。用Origin-Pro8.0完成數(shù)據(jù)作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同類(lèi)型植被的土壤酶活性差異

從圖1可以看出，沙蒿6個(gè)土層的脲酶、堿性磷酸酶和蔗糖酶活性的平均值分別為25.2，27.6，19.6 μg/（g·h），分別是長(zhǎng)芒草3種酶活性的1.2倍，1.1倍和1.1倍，是蘚結(jié)皮的2.4倍，2.1倍和4.3倍?？梢?jiàn)，沙蒿對(duì)土壤酶活性的影響明顯大于長(zhǎng)芒草和蘚結(jié)皮。3種植被的土壤酶活性存在明顯的表聚現(xiàn)象，且隨土壤深度的增加而減弱。LSD分析結(jié)果表明，沙蒿的脲酶、堿性磷酸酶和蔗糖酶活性分別在0～20，0～15，0～15 cm土層與下層土壤存在顯著差異，長(zhǎng)芒草和蘚結(jié)皮的3種酶活性分別在0～15，0～15，0～10 cm土層與下層土壤存在顯著差異，表明沙蒿對(duì)土壤酶活性影響的表聚作用更為明顯。

2.2 不同類(lèi)型植被的有機(jī)質(zhì)含量差異

3種植被的土壤有機(jī)質(zhì)含量都隨著土壤深度的增加而遞減，其中，沙蒿的遞減趨勢(shì)更為明顯（圖2）。LSD分析結(jié)果表明，沙蒿的有機(jī)質(zhì)含量在0～20 cm土層差異顯著，長(zhǎng)芒草的有機(jī)質(zhì)含量?jī)H在0～10 cm土層差異顯著，而蘚結(jié)皮的有機(jī)質(zhì)含量則是在0～30 cm土層差異均不顯著。沙蒿、長(zhǎng)芒草和蘚結(jié)皮有機(jī)質(zhì)含量的平均值分別為2.4，1.1，0.8 g/kg，沙蒿的有機(jī)質(zhì)含量是長(zhǎng)芒草的2.1倍，是蘚結(jié)皮的3.0倍，表明沙蒿對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的影響幅度明顯大于長(zhǎng)芒草和沙蒿。

2.3 不同類(lèi)型植被的速效氮和速效磷含量差異

從圖3可以看出，與土壤有機(jī)質(zhì)含量相似，3種典型植被的堿解氮和速效磷含量有明顯的垂直剖面分布特征，即堿解氮和速效磷含量隨土壤深度增加而遞減。沙蒿的堿解氮含量在0～30 cm土層差異顯著，長(zhǎng)芒草的堿解氮含量在0～20 cm土層差異顯著，而蘚結(jié)皮的堿解氮含量?jī)H在0～5 cm土層差異顯著；就3種典型植被的相互比較而言，在0～30 cm土層范圍內(nèi)3種植被的堿解氮含量?jī)蓛芍g存在顯著差異。LSD分析表明，沙蒿的速效磷含量在0～15，25～30 cm土層差異顯著，長(zhǎng)芒草的速效磷含量在0～20 cm土層差異顯著，而蘚結(jié)皮的速效磷含量?jī)H在0～5 cm土層差異顯著，且在0～30 cm土層范圍內(nèi)3種植被的速效磷含量?jī)蓛芍g存在顯著差異。3種植被堿解氮含量的平均值為51.4，34.7，16.1 mg/kg；3種植被堿解氮含量的平均值為5.0，3.3，0.6 mg/kg，表明沙蒿對(duì)堿解氮和速效磷含量的影響明顯大于長(zhǎng)芒草和蘚結(jié)皮。

2.4 土壤酶活性與土壤養(yǎng)分的相關(guān)性

對(duì)土壤酶和土壤養(yǎng)分之間進(jìn)行了相關(guān)性分析，結(jié)果顯示，不僅土壤酶與土壤養(yǎng)分之間存在著極顯著相關(guān)性（P＜0.01），且土壤酶之間也存在極顯著相關(guān)性（P＜0.01）（表2）。表明土壤酶活性不僅對(duì)土壤養(yǎng)分有明顯影響，酶與酶之間也存在著相互影響作用。

表2 土壤酶活性與土壤養(yǎng)分的相關(guān)關(guān)系

3 討論

3.1 植被類(lèi)型對(duì)土壤酶活性的影響

本研究表明，植被類(lèi)型對(duì)土壤酶活性的影響大小是草本＞結(jié)皮，且二者之間存在極顯著差異（P＜0.001）。這與劉艷等[19]在黃河三角洲沖積平原濕地、劉存歧等[20]在長(zhǎng)江口潮灘濕地以及SEDIA等[21]在新澤西的研究結(jié)果相似。相關(guān)研究表明，不同植被類(lèi)型對(duì)土壤酶活性的影響存在著顯著差異，其作用機(jī)制主要包括3個(gè)方面：植物根和凋零物是土壤酶的主要來(lái)源之一，不同類(lèi)型植被的生物量存在顯著差異，從而導(dǎo)致植物根和凋零物向周?chē)寥婪置诿富钚缘牟町怺22]；土壤微生物是土壤酶的另一重要來(lái)源，不同類(lèi)型植被土壤微生物的豐度、多樣性以及生物量存在差異，繼而導(dǎo)致不同類(lèi)型植被酶活性的差異[23]；土壤溫度、水分以及pH值等土壤性質(zhì)是酶促反應(yīng)的重要條件，不同類(lèi)型植被對(duì)土壤酶促反應(yīng)條件的改變間接影響了土壤酶活性的提升[18]。但本研究中3種水解酶活性的提升幅度低于劉艷等和劉存歧等的研究，其原因可能是由于不同研究區(qū)，植被的發(fā)育年限、植被覆蓋度、植被生物量以及植物根系的發(fā)達(dá)程度存在差異，從而導(dǎo)致不同研究區(qū)植被類(lèi)型對(duì)土壤酶活性的提升差異；不同研究區(qū)土壤微生物的豐度和多樣性存在差異，導(dǎo)致不同研究區(qū)土壤微生物的酶分泌能力差異。

本研究結(jié)果表明，不同植被類(lèi)型的土壤酶活性存在相似的垂直分布特征，即土壤酶活性隨土壤深度增加而遞減。這與吳楠等[24]和ENOWASHU等[25]的研究結(jié)論相似。其原因主要是：土壤酶作為一種特殊的生物蛋白并不能單獨(dú)存在于土壤中，而是與以物理或化學(xué)結(jié)合形式吸附在土壤有機(jī)和無(wú)機(jī)顆粒上，或與腐殖質(zhì)絡(luò)合，本研究表明，土壤有機(jī)質(zhì)含量在垂直分布上存在著明顯的垂直遞減特征，因此，土壤酶活性呈相似的遞減特征；植被對(duì)土壤理化性質(zhì)的改善隨土壤深度的增加而減弱，對(duì)土壤微生物生存環(huán)境和營(yíng)養(yǎng)源的改善也隨土壤深度的增加而減弱，因此，土壤微生物存在垂直遞減特征，進(jìn)而影響酶活性的垂直分布特征；所研究的3種植被類(lèi)型的植物根系發(fā)達(dá)程度均隨土壤深度的增加而遞減，從而導(dǎo)致植物根在酶分泌能力上存在著垂直遞減特征。

3.2 土壤性質(zhì)對(duì)土壤酶活性的影響

脲酶能夠催化尿素水解生成氨、二氧化碳和水[18]，脲酶在土壤氮循環(huán)中起重要作用[18]。安韶山等[26]研究認(rèn)為，脲酶能促進(jìn)堿解氮的轉(zhuǎn)化，而SAKORN[27]則認(rèn)為，脲酶雖能促進(jìn)堿解氮的轉(zhuǎn)化，但二者間并無(wú)明顯相關(guān)關(guān)系。這種差異可能與不同研究區(qū)氮含量、土壤微生物數(shù)量以及植被生長(zhǎng)狀況的差異有關(guān)。堿性磷酸酶參與有機(jī)磷的轉(zhuǎn)化，酶促酯磷鹽鍵的水解性裂解[18]。大多研究認(rèn)為，堿性磷酸酶能加速有機(jī)磷的脫磷速度，提高土壤磷的有效性[28-30]。蔗糖酶斷裂蔗糖分子鍵，生成葡萄糖和果糖[18]，在土壤碳循環(huán)中起重要作用。徐華勤等[31]研究認(rèn)為，蔗糖酶有利于有機(jī)質(zhì)的分解轉(zhuǎn)化，但也有學(xué)者研究認(rèn)為，蔗糖酶與有機(jī)質(zhì)并沒(méi)有明顯相關(guān)性[32]，這與有機(jī)質(zhì)是土壤長(zhǎng)期積累的產(chǎn)物，而蔗糖酶活性受環(huán)境因素的影響而產(chǎn)生短時(shí)間的變化有關(guān)。本研究結(jié)果顯示，土壤水解酶活性與土壤養(yǎng)分含量彼此之間顯著相關(guān)，3種水解酶能顯著提升土壤有機(jī)質(zhì)、堿解氮和速效磷含量，與徐華勤等[31]、安韶山等[26]以及葉協(xié)鋒等[28]的研究結(jié)論一致。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果表明，沙蒿的脲酶、堿性磷酸酶和蔗糖酶活性平均值分別為25.2，27.6，19.6 μg/（g·h），長(zhǎng)芒草的土壤酶活性的平均值分別為20.6，23.1，16.3 μg/（g·h），而蘚結(jié)皮的3種土壤酶活性的平均值分別為10.1，12.7，4.5 μg/（g·h），植被類(lèi)型對(duì)3種土壤酶活性的影響大小是沙蒿＞長(zhǎng)芒草＞蘚結(jié)皮；3種典型植被的土壤酶活性呈現(xiàn)相似的剖面分布特征，即隨著土壤深度增加而遞減；沙蒿的有機(jī)質(zhì)、堿解氮和速效磷含量的平均值分別為2.4 g/kg和51.4，5.0 mg/kg，長(zhǎng)芒草的3種土壤養(yǎng)分含量的平均值分別為1.1 g/kg和34.7，3.3 mg/kg，蘚結(jié)皮的3種土壤養(yǎng)分含量的平均值分別為0.8 g/kg和16.1，0.6 mg/kg，植被類(lèi)型對(duì)土壤養(yǎng)分的影響大小是沙蒿＞長(zhǎng)芒草＞蘚結(jié)皮；土壤酶活性和土壤養(yǎng)分含量之間顯著相關(guān)。綜合認(rèn)為，黃土高原風(fēng)蝕水蝕交錯(cuò)區(qū)不同植被類(lèi)型之間的土壤酶活性和土壤養(yǎng)分含量存在顯著差異，且植被對(duì)土壤酶活性和土壤養(yǎng)風(fēng)含量的影響隨著土壤深度增加而減弱。黃土高原植被發(fā)育對(duì)土壤養(yǎng)分積累具有重要作用，對(duì)生態(tài)環(huán)境修復(fù)意義重大。

［1］卜崇峰，蔡強(qiáng)國(guó)，張興昌，等.黃土結(jié)皮的發(fā)育機(jī)理與侵蝕效應(yīng)研究[J].土壤學(xué)報(bào)，2009，46（1）：16-23.

［2］王一賀，趙允格，李林，等.黃土高原不同降雨量帶退耕地植被- 生物結(jié)皮的分布格局[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，36（2）：377-386.

［3］袁方，張振師，張朋，等.陜北小流域生物結(jié)皮空間分布影響因子的通徑分析[J].水土保持研究，2015，22（6）：30-35.

［4］卜崇峰，張朋，葉菁，等.陜北水蝕風(fēng)蝕交錯(cuò)區(qū)小流域苔蘚結(jié)皮的空間特征及其影響因子 [J].自然資源學(xué)報(bào)，2014，29（3）：490-499.

［5］孟杰，卜崇峰，張興昌，等.陜北水蝕風(fēng)蝕交錯(cuò)區(qū)不同植被下生物結(jié)皮的發(fā)育特征研究 [J].西北林學(xué)院學(xué)報(bào)，2011，26（4）：41-46.

［6］肖波，趙允格，邵明安.黃土高原侵蝕區(qū)生物結(jié)皮的人工培育及其水土保持效應(yīng)[J].草地學(xué)報(bào)，2008，16（1）：28-33.

［7］肖波，趙允格，許明祥，等.陜北黃土區(qū)生物結(jié)皮條件下土壤養(yǎng)分的積 累及 流失風(fēng)險(xiǎn) [J].應(yīng) 用生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，19（5）：1019-1026.

［8］楊航宇，劉艷梅，王廷璞.荒漠區(qū)生物土壤結(jié)皮對(duì)土壤酶活性的影響[J].土壤學(xué)報(bào)，2015，52（3）：654-664.

［9］ZHANGBC，ZHOUX B，ZHANG Y M.Responses of microbial activities and soil physical-chemical properties to the successional process of biological soil crusts in the Gurbantunggut Desert，Xinjiang（In Chinese）[J].Journal of Arid Land，2015，7（1）：101-109.

［10］BOWKER MA，MAU R L，MAESTRE F T，et al.Functional profiles reveal unique ecological roles of various biological soil crust organisms[J].Functional Ecology，2011，25（4）：787-795.

［11］楊文彬，耿玉清，王冬梅.漓江水陸交錯(cuò)帶不同植被類(lèi)型的土壤酶活性[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35（14）：4604-4612.

［12］楊敏芳，朱利群，韓新忠，等.耕作措施與秸稈還田對(duì)稻麥兩熟制農(nóng)田土壤養(yǎng)分、微生物生物量及酶活性的影響[J].水土保持學(xué)報(bào)，2013，27（2）：272-275，281.

［13］顧美英，徐萬(wàn)里，茆軍，等.新疆綠洲農(nóng)田不同連作年限棉花根際土壤微生物群落多樣性 [J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2012，32（10）：3031-3040.

［14］ VASCONCELLOS R L F，BONFIM J A，ANDREOTE F D，et al.Microbiological indicators of soil quality in a riparian forest recovery gradient[J].Ecological Engineering，2013，53：313-320.

［15］孔愛(ài)輝，耿玉清，余新曉.北京低山區(qū)栓皮櫟林和油松林土壤酶活性研究[J].土壤，2013，45（2）：264-270.

［16］萬(wàn)忠梅，宋長(zhǎng)春，郭躍東，等.毛苔草濕地土壤酶活性及活性有機(jī)碳組分對(duì)水分梯度的響應(yīng) [J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，28（12）：5980-5986.

［17］吳俐莎，唐杰，羅強(qiáng)，等.若爾蓋濕地土壤酶活性和理化性質(zhì)與微生物關(guān)系的研究[J].土壤通報(bào)，2012，43（1）：52-59.

［18］關(guān)松蔭.土壤酶及其研究方法 [M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社，1986：19-20.

［19］劉艷，馬風(fēng)云，侯龍魚(yú)，等.黃河三角洲沖積平原濕地土壤脲酶活性與養(yǎng)分通徑分析 [J].華中農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2007，26（3）：327-329.

［20］劉存歧，陸健健，李賀鵬.長(zhǎng)江口潮灘濕地土壤酶活性的陸向變化與環(huán)境因子的相關(guān)性 [J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，27（9）：3663-3669.

［21］SEDIA E G，EHRENFELD J G.Differential effects of lichens and mosses on soil enzyme activity and litter decomposition[J].Biology and Fertility of Soils，2006，43（2）：177-189.

［22］AON M A，COLANERI A C.II.Temporal and spatial evolution of enzymatic activities and physico-chemical properties in an agricultural soil[J].Applied Soil Ecology，2001，18（3）：255-270.

［23］TAYLOR J P，WILSONB，MILLSMS，et al.Comparison of microbial numbers and enzymatic activities in surface soils and subsoils using various techniques[J].Soil Biology and Biochemistry，2002，34（3）：387-401.

［24］吳楠，張?jiān)?古爾班通古特沙漠生物土壤結(jié)皮影響下的土壤酶分布特征[J].中國(guó)沙漠，2010（5）：1128-1136.

［25］ ENOWA SHU E，POLL C，LAMERSDORF N，et al.Microbial biomass and enzyme activities under reduced nitrogen deposition in a spruce forest siol[J].Applied soil Ecology，2009，43：11-21.

［26］安韶山，黃懿梅，李壁成，等.用典范相關(guān)分析研究寧南寬谷丘陵區(qū)不同土地利用方式土壤酶活性與肥力因子的關(guān)系 [J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2005，11（5）：704-709.

［27］SAKORN P P.Urease activity and fertility status of some lowland rice soils in the central plain[J].Thai J of Agric Sci，1987，20：173-186.

［28］葉協(xié)鋒，楊超，李正，等.綠肥對(duì)植煙土壤酶活性及土壤肥力的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2012，19（2）：445-454.

［29］SARDANS J，PEUELAS J，ESTIARTE M.Changes in soil enzymes related to C and N cycle and in soil C and N content under prolonged warming and drought in a Mediterranean shrubland[J].Applied Soil Ecology，2008，39（2）：223-235.

［30］HU Y L，WANG S L，ZENG D H.Effects of single Chinese fir and mixed leaf litters on soil chemical，microbial properties and soil enzyme activities[J].Plant and Soil，2006，282（1/2）：379-386.

［31］徐華勤，章家恩，馮麗芳，等.廣東省典型土壤類(lèi)型和土地利用方式對(duì)土壤酶活性的影響 [J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)，2010，16（6）：1464-1471.

［32］ TIAN L，DELL E，SHI W.Chemical composition of dissolved organic matter in agroecosystems:correlations with soil enzyme activityand carbon and nitrogen mineralization[J].Applied Soil Ecology，2010，46（3）：426-435.