蘇南地區(qū)農(nóng)業(yè)土地利用方式改變對土壤理化及生物學(xué)性質(zhì)的影響

牛昱涵，施 曼，王心怡，李江葉，張維國，陳金林*，高 巖*，梁永超

（1 南京林業(yè)大學(xué)南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210037；2 江蘇省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究所，南京 210014；3 浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院，杭州 310012）

蘇南地區(qū)是我國糧食主產(chǎn)區(qū)之一[1]，19世紀(jì)80年代，糧食種植面積高達(dá)171.8 × 104公頃[2]。近年來，該區(qū)域越來越多的農(nóng)田被改為果園[3]，至2010年，農(nóng)田面積已減少了32.8%[4]，同時(shí)，該地區(qū)水蜜桃產(chǎn)業(yè)迅速發(fā)展，現(xiàn)無錫地區(qū)水蜜桃栽培面積已超過2330公頃，并帶動周邊常州、張家港等地發(fā)展桃園近6660公頃[5]。土地利用方式的改變伴隨著施肥和管理模式的變化[6]。蘇南地區(qū)長期實(shí)行夏水稻-冬小麥輪作制，通過秸稈還田、施用速效化肥提高土壤肥力，年化肥施用量達(dá)903 kg/hm2[7]，年固碳量達(dá)42.23 Tg[8]。而由稻麥輪作田改為桃園后，雖然改為有機(jī)肥 (豬糞、菜籽餅等) 與化肥配施的施肥方式，然而為了追求水蜜桃更高的經(jīng)濟(jì)效益，過量的施肥帶來養(yǎng)分淋失而造成的面源污染問題極為嚴(yán)重。據(jù)統(tǒng)計(jì)，蘇南地區(qū)桃園氮、磷素周年投入量分別達(dá)846 kg/hm2[9]、213 kg/hm2[10]，遠(yuǎn)高于氮素 (100～200 kg/hm2)[11]和磷素 (20～100 kg/hm2)[12]的桃園適宜投入量。

兩種土地利用方式下施肥種類、施肥量及管理方式的不同必然會影響土壤理化性狀和生物學(xué)特性，研究這些變化對土壤和肥料養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化與利用的影響，可為土地合理規(guī)劃、養(yǎng)分高效利用及農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供重要的理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 采樣點(diǎn)概況

采樣點(diǎn)位于常州市和宜興市境內(nèi) (31°20′～31°40′N，119°52′～120°08′E)，屬北亞熱帶季風(fēng)性濕潤氣候，年均降雨量1180 mm，相對濕度70%，年均氣溫16.5℃，無霜期200～240 天，土壤質(zhì)地均為粉質(zhì)粘土，其中砂粒、粉粒和粘粒含量分別為13.9%、57.1%和28.2%，由相同母質(zhì)發(fā)育而來。該區(qū)域在20年前均為稻麥輪作田。宜興市東下田村、石房村和三遷村土壤為典型的水稻土，20年來一直實(shí)行稻麥輪作，常規(guī)管理為分別于作物幼苗期、分蘗期和拔節(jié)期施用尿素、復(fù)合肥以及尿素加復(fù)合肥，周年施氮量約為450～750 kg/hm2，周年施磷量約為83.6 kg/hm2；由稻麥輪作田改造的桃園，施肥改為有機(jī)肥(豬糞、菜籽餅等)、復(fù)合化肥和有機(jī)無機(jī)復(fù)混肥(29.9%、31.9%和38.2%)，周年氮素投入量約為850 kg/hm2，周年磷素投入量約為252 kg/hm2，并于秋季果實(shí)采摘后，以菜籽餅、豬糞等有機(jī)肥為主施入基肥，追肥在桃樹生長季進(jìn)行2～3次，以化肥為主。上述6個(gè)采樣點(diǎn)具體地理位置分布如圖1所示。

1.2 土壤樣品采集

土壤樣品分別在5月 (麥季) 和7月 (稻季) 采集。在稻麥輪作田和桃園采樣點(diǎn)，分別隨機(jī)選擇3個(gè)約為100 m × 100 m的地塊進(jìn)行采樣，稻麥輪作田記為P1、P2和P3，桃園記為O1、O2和O3。將每個(gè)100 m × 100 m的地塊等距劃分為3個(gè)30 m × 30 m的小區(qū)作為3個(gè)重復(fù)，在每個(gè)小區(qū)按“S”型取樣取9鉆0—20 cm的土柱，置于干凈塑料薄膜上，去除石礫、根系和動物殘?bào)w等雜質(zhì)，充分混勻，取約1 kg新鮮土樣裝入塑料密封袋，置于冰盒中供生物學(xué)性狀測定，然后，用四分法取1 kg混合土樣供化學(xué)性質(zhì)測定。另外，每個(gè)樣點(diǎn)采集3個(gè)環(huán)刀樣品供土壤物理指標(biāo)測定。冰盒中的新鮮土樣帶回實(shí)驗(yàn)室后，立即保存于 -20℃冰箱供生物學(xué)性狀測定，混合土樣置于陰涼通風(fēng)處，經(jīng)風(fēng)干后，磨碎、過篩備用。

圖1 采樣點(diǎn)位置Fig. 1 Sampling location[注（Note）：P1、P2和P3分別代表東夏田村、石房村和三遷村的稻麥輪作田；O1、O2 和 O3 分別代表后莊村、杭頭上村、太湖頭村桃園，已分別改為桃園4年、8年和20年。P1，P2 and P3 represent rice-wheat rotation fields in Dongxiatian，Shifang and Sanqian Village，respectively; O1，O2 and O3 represent peach orchards in Houzhuang，Hangtoushang andTaihutou Village，where the peach orchards has been operated for 4，8，and 20 years，respectively.]

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 土壤物理性質(zhì)測定 土壤容重和孔隙度采用環(huán)刀法測定[13]。土壤機(jī)械組成采用比重計(jì)法測定[14]，并根據(jù)美國制土壤質(zhì)地分類法確定土壤質(zhì)地類型。土壤含水率采用烘干稱重法測定[15]，105℃連續(xù)烘干24小時(shí)后測定。

1.3.2 土壤化學(xué)性質(zhì)測定 將風(fēng)干土樣過2 mm篩并混合均勻，然后部分過0.25 mm篩后測定其化學(xué)性質(zhì)。土壤pH采用電位法測定 (土∶水 = 1∶2.5)[16]。有機(jī)碳采用重鉻酸鉀氧化—分光光度法測定[17]?？偟?TN) 采用凱氏定氮法測定[18]。銨態(tài)氮采用靛酚藍(lán)比色法測定[15]。硝態(tài)氮采用紫外分光光度法測定[19]。全磷 (TP) 采用酸熔鉬銻抗比色法測定[15]。有效磷 (AP)采用碳酸氫鈉浸提—鉬銻抗比色法測定[20]。

1.3.3 土壤生物學(xué)性質(zhì)測定 1) 土壤酶活性測定采用96微孔酶標(biāo)板熒光分析法測定[21]，共測定了8種土壤酶活性，具體酶及其底物見表1及熒光定量PCR。

2) 土壤DNA的提取及熒光定量PCR 細(xì)菌16S和真菌ITS rRNA基因豐度的定量分析按照FastDNA Spin 試劑盒 (MP Biomedical，Carlsbad，USA) 說明書提取土壤DNA，其中最后一步改用80 Ml DES洗脫DNA。用Nanodrop 2000檢測提取DNA的質(zhì)量 (260/280 = 1.8～2.0) 并測定其濃度，將提取的土壤DNA樣品保存于 -20℃冰箱中。

取上述DNA提取液5 μL，用滅菌水稀釋10倍，用于細(xì)菌16S和真菌ITS rRNA基因豐度的定量測定。細(xì)菌16S rRNA和真菌ITS rRNA基因的熒光定量擴(kuò)增的引物分別是515F/806R (515F，5′-GTGYCAGCMGCCGCGGTAA-3′；806R，5′-GGACTACNVGGGTWTCTAAT-3′) 和 ITS3/ITS4(ITS3，5′-GCATCGATGAAGAACGCAGC-3′；ITS4，5′-TCCTCCGCTTATTGATATGC-3′)。采用實(shí)時(shí)定量聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng) (RT-qPCR) 檢測細(xì)菌和真菌的豐度反應(yīng)，反應(yīng)體系和程序參照Li等[22]的方法。反應(yīng)在ABI7500 實(shí)時(shí)熒光定量系統(tǒng) (Applied Biosystems，Santa Clara，CA) 上進(jìn)行。細(xì)菌16S和真菌ITS rRNA基因豐度檢測的標(biāo)線使用的兩個(gè)質(zhì)粒的初始濃度分別對應(yīng)的基因拷貝數(shù)為每克干土1.22 ×1010和9.05 × 1010copies。細(xì)菌和真菌熒光定量擴(kuò)增的標(biāo)線均使用10倍系列稀釋的質(zhì)粒作為模板，使用的數(shù)量級為108～102。其擴(kuò)增效率分別為98%和99%，線性回歸方程的R2分別為0.998和0.999。

表1 檢測的土壤酶及底物Table 1 Soil enzymes and substrates tested

1.4 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)處理采用Excel 2007。SPSS 20.0用于單因素方差分析和皮爾遜相關(guān)分析，不同處理重復(fù)的平均值的統(tǒng)計(jì)差異采用Duncan檢驗(yàn)，顯著性水平為0.05或0.01。

作圖軟件為Sigmaplot 12.0。在對酶活性、細(xì)菌16S rRNA、真菌ITS rRNA基因豐度進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析前先對測定的數(shù)據(jù)進(jìn)行自然對數(shù)轉(zhuǎn)換，以滿足殘差正態(tài)性和方差齊性的假設(shè)。由于不同改種年限(4年、8年和20年) 的桃園土壤理化性質(zhì)和生物學(xué)特性之間的差異不顯著 (P ＞ 0.05)，因此，將不同年限的處理合并為一種土地利用方式 (桃園) 處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同利用方式對耕地土壤物理性狀及pH的影響

在蘇南地區(qū)，不論是傳統(tǒng)的稻麥輪作田還是改種的桃園，土壤容重在5月和7月間差異均不顯著(圖2A)，但同一季節(jié)，兩種土地利用方式土壤容重的差異顯著 (P ＜ 0.05)。5月和7月，桃園土壤的容重均顯著高于稻麥輪作田土壤，分別提高了9.0%和20.9% (P ＜ 0.05)。

圖2 不同土地利用方式下的土壤理化性質(zhì)Fig. 2 Physical and chemical properties of soils under different land use types[注（Note）：P-May—小麥生長季水稻土，于5月底采集Paddy soil collected in May during wheat season；P-July—水稻生長季水稻土，于7月底采集Paddy soil collected in July during rice season；O-May—桃園土，采于5月底Orchard soil collected in May；O-July—結(jié)果期桃園土，采于2017年7月底Orchard soil collected in July during peach fruiting stage；TP—總孔隙度Total porosity；CP—毛管孔隙度Capillary porosity；NCP—非毛管孔隙度Non-capillary porosity；柱上不同字母代表處理間差異達(dá)5%顯著水平 Different letters above the bars mean significant difference among treatments at the 5% level.]

不同土地利用方式下，土壤總孔隙度無顯著性差異 (圖2B)，而土壤毛管孔隙度和非毛管孔隙度差異較大 (P ＜ 0.05)。桃園的土壤毛管孔隙度比稻麥輪作田降低了13.8% (P ＜ 0.05)；相反，非毛管孔隙度比稻麥輪作田提高了57.7% (P ＜ 0.05)。兩種利用方式的毛管孔隙度都顯著高于非毛管孔隙度 (P ＜ 0.05)。

稻麥輪作田和改種后的桃園土壤的pH在4.08～6.42之間 (圖2C)，均值分別為5.39和5.19，桃園土壤pH顯著低于稻麥輪作田 (P ＜ 0.05)。在5月，麥田和桃園土壤pH無顯著差異，而7月稻田土壤的pH明顯升高，且顯著高于桃園土壤和5月的麥田土壤 (P ＜ 0.05)。

2.2 不同利用方式對耕地土壤有機(jī)碳和養(yǎng)分的影響

由表2可見，在5月，桃園土有機(jī)碳含量比稻麥輪作田低20.7% (P ＜ 0.05)，而7月無顯著差異。桃園土有機(jī)碳含量在5月和7間無顯著差異，而7月稻麥輪作田的土壤有機(jī)碳含量比5月降低了26.1% (P ＜ 0.05)。

不論是在5月還是7月，稻麥輪作田土壤的全氮含量與桃園無顯著差異；在5月，稻麥輪作田土壤的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮分別比桃園土壤低75.0%和41.2% (P ＜ 0.05)，在7月，稻麥輪作田土壤的銨態(tài)氮含量無顯著差異，而硝態(tài)氮含量比桃園土壤低71.4%(P ＜ 0.05)；在5月，桃園土壤全磷和有效磷含量分別是稻麥輪作田的3倍和6倍多。在7月，兩者全磷含量無顯著差異，桃園土壤有效磷含量約為稻田土壤的6.6倍。同種土地利用方式下，7月稻麥輪作田土壤全氮含量比5月下降了20.9%，桃園土壤下降了13.6% (P ＜ 0.05)；稻麥輪作田5月和7月土壤銨態(tài)氮含量差異不顯著，7月硝態(tài)氮含量比5月下降了61.4% (P ＜ 0.05)。7月桃園土壤銨態(tài)氮含量比5月下降了75.0% (P ＜ 0.05)，而硝態(tài)氮差異不顯著。

2.3 不同土地利用方式對土壤生物學(xué)特性的影響

由圖3可見，桃園土壤β-1,4-葡萄糖苷酶 (BG)活性在5月和7月分別比稻麥輪作田高4.7%和19.4%，纖維素酶 (CEL) 和蔗糖酶 (INV) 活性在相同季節(jié)均沒有顯著差異。在7月，稻麥輪作田的土壤CEL酶和INV活性比5月降低了12.6%和21.2%，桃園則分別降低了17.1%和25.0%。皮爾遜相關(guān)分析(表3) 表明，土壤BG、CEL、INV酶活性與有機(jī)碳含量呈顯著正相關(guān) (P ＜ 0.05)。土壤BG酶活性還與硝態(tài)氮和有效磷含量呈極顯著正相關(guān) (P ＜ 0.05)，表明土壤碳轉(zhuǎn)化相關(guān)的酶活性受到氮、磷養(yǎng)分的調(diào)控。

桃園土壤β-N-乙酰氨基葡萄糖苷酶 (NAG) 活性在5月和7月分別比稻麥輪作田低10.3%和15.3%(圖3)。在7月份，稻麥輪作田和桃園土壤的脲酶活性分別比5月份下降了10.3%和9.7%，相關(guān)分析表明，土壤脲酶活性與土壤總孔隙度和毛管孔隙度呈極顯著負(fù)相關(guān) (表3，P ＜ 0.01)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.349和-0.264。桃園與稻麥輪作田土壤的亮氨酸氨肽酶 (LAP) 活性在5月和7月都無顯著性差異。另外，在7月份，桃園和稻麥輪作田土壤的NAG酶活性分別比5月降低了31.3%和27.2%，相關(guān)分析表明土壤NAG酶活性與土壤有機(jī)碳和全氮含量呈極顯著正相關(guān) (表3，P ＜ 0.01)，表明土壤NAG酶活性除受到氮元素限制之外，還可能受到碳元素的調(diào)控。

在7月份，桃園土壤的酸性磷酸酶 (ACP) 活性比稻麥輪作田低8.5% (圖3)。相同土地利用方式下，7月桃園和稻麥輪作田的ACP酶活性分別比5月下降了21.1%和14.0%，相關(guān)分析表明土壤ACP酶活性與土壤有機(jī)碳、全氮、全磷含量呈極顯著正相關(guān) (表3，P ＜ 0.01)，而與有效磷無顯著相關(guān)性。表明桃園和稻麥輪作田土壤與磷轉(zhuǎn)化相關(guān)的酶活性除受磷元素限制外，還可能受到碳、氮元素的調(diào)控。

表2 不同土地利用方式下的土壤化學(xué)性質(zhì)Table 2 Soil chemical properties under different land use types

圖3 不同土地利用方式下土壤酶活性Fig. 3 Soil enzymatic activities under different land use types[注（Note）：P-May—小麥生長季水稻土，于5月底采集Paddy soil collected in May during wheat season；P-July—水稻生長季水稻土，于7月底采集Paddy soil collected in July during rice season；O-May—桃園土，采于5月底Orchard soil collected in May；O-July—結(jié)果期桃園土，箱式圖中的虛線代表數(shù)據(jù)的平均值，實(shí)線代表數(shù)據(jù)的中位數(shù)The dotted line in the box plot represents the average of the data，and the solid line represents the median of the data.]

在5月份，桃園和稻麥輪作田的土壤過氧化氫酶 (CAT) 活性沒有顯著性差異 (圖3)，在7月份，桃園的土壤CAT酶活性比稻麥輪作田低37.3%。相關(guān)分析表明土壤CAT酶活性與土壤含水率、有機(jī)碳、全氮、銨態(tài)氮都呈顯著正相關(guān) (表3，P ＜ 0.05)，表明土壤CAT酶可能同時(shí)受土壤水分和碳氮元素的調(diào)控。

桃園土壤的細(xì)菌豐度在5月和7月分別比稻麥輪作田低55.1%和44.1% (圖4)，桃園土壤的真菌豐度在5月和7月分別比稻麥輪作田高176%和310%。桃園和稻麥輪作田的細(xì)菌豐度在7月份比5月份分別下降了25.1%和39.8%，真菌豐度分別降低了39.2%和59.0%。皮爾遜相關(guān)分析表明，土壤細(xì)菌16S rRNA基因豐度與土壤pH、含水率呈顯著正相關(guān) (P ＜ 0.05)，與有效磷含量呈極顯著負(fù)相關(guān) (P ＜0.01)；土壤真菌ITS rRNA基因豐度則相反，與土壤pH、含水率呈極顯著負(fù)相關(guān) (P ＜ 0.01)，與有效磷含量呈極顯著正相關(guān) (P ＜ 0.01)。這些結(jié)果表明土壤微生物群落在細(xì)菌和真菌占比的變化受pH、含水率、有效磷含量的影響。此外，土壤細(xì)菌16S rRNA基因豐度與NAG、ACP和CAT酶活性呈顯著正相關(guān) (P ＜ 0.05)，而真菌ITS rRNA基因豐度則與各土壤酶活性相關(guān)不顯著，表明土壤細(xì)菌可能對土壤氮、磷養(yǎng)分轉(zhuǎn)化影響較大，同時(shí)可能影響過氧化氫等物質(zhì)的降解。

3 討論

3.1 不同利用方式對土壤性狀的影響

3.1.1 不同利用方式對土壤物理性狀的影響 總體上，稻麥輪作農(nóng)田和改種為桃園的土壤容重在1.1～1.4 g/cm3之間，總孔隙度均高于55%，且土壤孔隙結(jié)構(gòu)以毛管孔隙為主 (圖2B)，而非毛管孔隙度超過10%，均保持著良好的物理結(jié)構(gòu)[23]。但由于稻麥輪作田和桃園實(shí)行不同的耕作、施肥等管理措施，兩種利用方式下土壤容重、含水率、孔隙度等物理性質(zhì)仍呈現(xiàn)一定差異。稻麥輪作田的土壤容重較低，這可能與稻麥輪作農(nóng)田實(shí)行長期的機(jī)械深松和秸稈還田有關(guān)：一方面，經(jīng)過深松的土壤疏松、孔隙增大、容重減??；另一方面，秸稈還田也增加了土壤孔隙度，從而降低土壤容重[24]。較小的土壤容重意味著土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性較高，土壤物理結(jié)構(gòu)良好，土壤自然含水率高，田間持水能力強(qiáng)，土壤水、氣、熱條件適宜[25]。桃園的土壤容重較高，主要是因?yàn)樘覙涞纳L周期較長，長期不翻耕和踩踏使土壤更加緊實(shí)。此外，稻麥輪作田改為桃園后，土壤孔隙由毛管孔隙向非毛管孔隙轉(zhuǎn)化，表明稻麥輪作田改種為桃園后土壤的持水性和透氣性能變差。

表3 土壤生物特性和與土壤理化因子的皮爾遜相關(guān)分析Table 3 Pearson product-moment correlation analysis of the relationships between soil biological properties and soil physiochemical factors

圖4 不同土地利用方式下的土壤細(xì)菌16S rRNA基因和真菌ITS rRNA基因豐度Fig. 4 Abundance of bacterial 16S rRNA genes and fungal ITS rRNA genes in soils under different land use types[注（Note）：P-May—小麥生長季水稻土，于5月底采集Paddy soil collected in May；P-July—水稻生長季水稻土，于7月底采集Paddy soil collected in July；O-May—桃園土，采于5月底Orchard soil collected in May；O-July—結(jié)果期桃園土，采于2017年7月底Orchard soil collected in July；箱式圖中的虛線代表數(shù)據(jù)的平均值，實(shí)線代表數(shù)據(jù)的中位數(shù)The dotted line in the box plot represents the average of the data，and the solid line represents the median of the data.]

3.1.2 不同利用方式對土壤化學(xué)性狀的影響 稻麥輪作田和桃園土壤的pH在4.08～6.42之間，平均值分別為5.39和5.19，較2000年分別下降10.3%和13.7%，與1979年相比分別下降15.4%和18.5%[26]。稻麥輪作田和桃園土壤酸化加劇的原因一方面是由于自然因素，蘇南地區(qū)的土壤主要為黃泥土棕壤，屬于弱酸性母質(zhì)，自然發(fā)育易形成酸性物質(zhì)，加之土壤堿性鹽基離子淋溶使土壤上層鹽基飽和度下降引起土壤酸化[27]；另一方面因?yàn)閮煞N利用方式均長期施用大量復(fù)合肥、尿素等含氮肥料，NH4+的硝化作用會產(chǎn)生大量H+導(dǎo)致土壤酸化[28]。尤其是桃園的施氮量[9]遠(yuǎn)高于桃樹需求量[11]，因此土壤呈現(xiàn)酸化趨勢，過量的施肥也是桃園土壤pH顯著低于稻麥輪作田的主要原因 (P ＜ 0.05)。此外，稻麥輪作田干濕交替后土壤pH出現(xiàn)明顯變化，淹水條件下土壤pH升高的原因一方面可能是由于土壤反硝化反應(yīng)消耗H+[29]，另一方面可能與土壤中的鐵、錳和硫的還原反應(yīng)消耗H+有關(guān)[30]。土壤酸化會造成一系列生態(tài)環(huán)境和農(nóng)產(chǎn)品安全問題[31]。因此，蘇南地區(qū)在經(jīng)濟(jì)利益趨動下，土地利用方式由稻麥輪作改為桃園導(dǎo)致的土壤酸化問題應(yīng)引起關(guān)注。

本研究結(jié)果顯示，稻麥輪作田和桃園土壤的有機(jī)碳、全氮、硝態(tài)氮、全磷、有效磷含量都高于同區(qū)域的森林土壤[32]，這是由于兩種土地利用方式下氮磷及有機(jī)物料的投入量過高導(dǎo)致的。兩種土地利用方式相比，稻麥輪作田土壤的有機(jī)碳含量高于桃園，這主要是由于稻麥輪作長期實(shí)施秸稈還田，向土壤輸入了大量碳氮比較高的有機(jī)物料，使得稻田土壤有機(jī)碳得到長期累積，而桃園施用的有機(jī)肥種類主要是雞糞、豬糞等碳氮比低的有機(jī)物料，容易被微生物分解利用，不利于土壤有機(jī)碳的累積[27]。

稻麥輪作田和桃園土壤中的硝態(tài)氮含量遠(yuǎn)高于銨態(tài)氮的含量，這可能是施入土壤的銨態(tài)氮通過氨揮發(fā)和土壤硝化作用的結(jié)果。研究表明農(nóng)田施用的銨態(tài)氮中約11%通過氨揮發(fā)損失[33]，60%～80%轉(zhuǎn)變成硝態(tài)氮[34]。兩種土地利用方式相比，桃園土壤的硝態(tài)氮含量高于稻麥輪作田，且5月份桃園土壤的銨態(tài)氮含量也高于稻麥農(nóng)田，這是由于兩種土地利用方式施用的氮肥均以銨態(tài)氮肥為主，而桃園以農(nóng)家肥作為基肥，有文獻(xiàn)報(bào)道，農(nóng)家肥中的銨態(tài)氮含量高于化肥[35]，因此，與7月份相比，5月份氣溫較低，桃樹所處生長期對土壤肥料的需求也較低，土壤中的銨態(tài)氮盈余，這也為桃園土壤中高濃度的硝態(tài)氮提供了來源。另外，兩種土地利用方式土壤硝態(tài)氮含量也存在較大差異，其原因一方面是稻麥輪作田在淹水時(shí)期，嫌氣條件下強(qiáng)烈的反硝化作用使土壤硝態(tài)氮嚴(yán)重?fù)p失[36]，另一方面水田土壤中的硝態(tài)氮也可能通過淋洗和田面徑流損失[37]。

桃園土壤的全磷和有效磷含量均顯著高于稻麥輪作田，這主要與施肥量和種類有關(guān)。桃園磷肥的年均純養(yǎng)分用量為252 kg/hm2，約為水田年均磷肥用量的3倍[10]。稻麥輪作田主要施化肥，而桃園主要施用糞肥、豆餅等有機(jī)肥，其中磷的含量遠(yuǎn)高于化肥且易釋放[38]。

3.1.3 不同利用方式對土壤生物學(xué)性狀的影響 土壤微生物會在環(huán)境變化時(shí)通過改變分泌和釋放土壤酶來適應(yīng)環(huán)境[39]，因此土壤理化性質(zhì)的改變會影響微生物對養(yǎng)分的獲取，從而影響土壤酶的分泌。本研究中，土地利用方式由稻麥輪作田轉(zhuǎn)變?yōu)樘覉@后，土壤生物學(xué)性質(zhì)發(fā)生顯著變化，表現(xiàn)為較稻麥輪作田，桃園的BG酶活性升高，NAG、U、ACP、CAT酶活性降低。這可能是稻麥輪作田采用含大量有機(jī)物質(zhì)的秸稈和無機(jī)肥配合施用，可以增強(qiáng)土壤微生物代謝活性，提高多種水解酶的活性，從而有效促進(jìn)秸稈礦化和養(yǎng)分釋放。同時(shí)，嫌氣條件下分解的有機(jī)質(zhì)礦化容易產(chǎn)生大量過氧化物，對微生物生長不利，微生物為消除其毒害影響，會分泌大量過氧化物酶[40]，導(dǎo)致稻麥輪作田CAT酶活性較高。

從微生物群落來看，與稻麥輪作田相比，桃園的土壤細(xì)菌16S rRNA基因豐度下降，真菌ITS rRNA基因豐度升高，這可能與以下三個(gè)方面有關(guān)：一是桃園土壤pH較稻麥輪作田可能呈現(xiàn)出較大的降低趨勢，絕大多數(shù)真菌適宜在酸性環(huán)境中生長，而細(xì)菌主要適宜在中性環(huán)境[41-43]，導(dǎo)致土壤由“細(xì)菌型”向“真菌型”轉(zhuǎn)變[41]。二是桃園的土壤有效磷含量明顯高于稻麥輪作田，磷素施入會顯著提高土壤真菌數(shù)量和真菌/細(xì)菌比值[43-45]，導(dǎo)致土壤微生物群落由細(xì)菌向真菌轉(zhuǎn)化。三是桃園土壤的含水率較低，在較干旱的環(huán)境下，由于真菌自身的特殊生理結(jié)構(gòu)，如菌絲和孢子，使得真菌的生存能力強(qiáng)于細(xì)菌[46]，造成水分狀況較差的桃園土壤微生物群落中真菌ITS rRNA基因豐度較高。

3.2 不同季節(jié)對土壤性狀的影響

從季節(jié)角度來看，稻麥輪作田土壤的有機(jī)碳含量整體高于桃園。但從5月到7月也就是從春季過渡到夏季，稻麥輪作田有機(jī)碳含量的下降幅度較大。這一方面可能是由于稻田淹水導(dǎo)致土壤有機(jī)碳礦化速率加快，如研究表明，隨土壤持水量升高而增加[47-49]。另一方面，這可能與稻麥輪作田夏季溫度較高有關(guān)。隨著表層土壤溫度上升微生物活性增強(qiáng)[50]，導(dǎo)致有機(jī)碳礦化比例增加[51-53]，而桃樹的遮陰作用使土壤有效避免陽光直射，平均土壤溫度比稻麥農(nóng)田低5.3%，因此有機(jī)碳礦化速率低于稻麥輪作田[54]。

在春節(jié)和夏季，稻麥農(nóng)田土壤銨氮濃度無顯著差異 (P ＜ 0.05)，但夏季土壤硝態(tài)氮濃度卻顯著低于春季土壤 (P ＜ 0.05)，一方面可能是由于干濕交替導(dǎo)致土壤淹水進(jìn)入嫌氣狀態(tài)，硝態(tài)氮的淋溶和反硝化作用增強(qiáng)[55-57]，另一方面溫度升高導(dǎo)致植物光合作用增強(qiáng)和根系生長，產(chǎn)生更多的根際分泌物和沉積物[58]，為反硝化微生物提供更多的能源，促進(jìn)微生物生長[59]。同時(shí)，適度升溫可促進(jìn)土壤反硝化速率[60]。桃園夏季土壤中硝態(tài)氮的減少主要是由于土壤銨態(tài)氮的降低，桃園施用的氮肥主要是尿素、農(nóng)家肥等銨態(tài)氮含量較高的肥料[33]，土壤中的硝態(tài)氮主要是由銨態(tài)氮硝化而來，而在夏季桃樹結(jié)果期需要大量吸收速效氮，導(dǎo)致土壤中銨態(tài)氮含量大幅下降，硝態(tài)氮含量因來源減少也隨之下降。

稻麥輪作田和桃園的土壤細(xì)菌16S rRNA基因豐度和真菌ITS rRNA基因豐度在夏季較春季都顯著下降。這一方面是源于土壤養(yǎng)分變化[61]，土壤的有機(jī)碳、全氮和硝態(tài)氮含量均在夏季顯著降低，因作物和桃樹生長旺盛，與土壤微生物競爭有效養(yǎng)分，微生物的礦化作用大于固持作用[62]，細(xì)菌和真菌可利用的碳和養(yǎng)分減少導(dǎo)致其豐度下降，這也可以從春季過渡到夏季土壤中纖維素酶和蔗糖酶的活性下降反映出來 (圖3)。另一方面是由于在稻麥輪作田，稻季長時(shí)間淹水導(dǎo)致土壤處于缺氧狀態(tài)，大部分土壤微生物屬于好氧型微生物[63]。因此，水淹作為脅迫因子可能導(dǎo)致土壤微生物豐度下降[64]。桃園微生物豐度下降的主要原因可能與結(jié)果期的管理措施有關(guān)，7月是桃果成熟、收獲的季節(jié)，農(nóng)民對桃園的踩踏頻繁，使得土壤變緊實(shí)、通氣性變差，導(dǎo)致微生物的生境條件變差、豐度下降。

4 結(jié)論

在蘇南地區(qū)，隨著土地利用方式由稻麥輪作田轉(zhuǎn)變?yōu)樘覉@，土壤理化、生物學(xué)性質(zhì)發(fā)生明顯變化，土地施肥、管理措施是導(dǎo)致土壤性質(zhì)變化的主要原因。桃園施用農(nóng)家肥更多，翻耕減少，人為管理更加頻繁。土地利用方式變化首先影響土壤物理性質(zhì)，使土壤更加緊實(shí)；其次影響土壤化學(xué)性質(zhì)和養(yǎng)分狀況，使土壤pH有進(jìn)一步降低的趨勢，土壤有機(jī)質(zhì)含量下降，全磷和有效磷含量增加；進(jìn)而影響土壤微生物豐度和酶活性，土壤細(xì)菌16S rRNA基因豐度下降，真菌ITS rRNA基因豐度升高，有機(jī)質(zhì)降解的微生物群落可能由“細(xì)菌型”向“真菌型”轉(zhuǎn)化。相應(yīng)地，土壤中與氮轉(zhuǎn)化相關(guān)酶和過氧化氫酶活性降低。

從春季到夏季，因溫度升高、稻田淹水、桃園管理等原因，稻麥輪作田和桃園土壤有機(jī)碳含量均下降，稻田降幅較大。相應(yīng)地，兩種利用方式下土壤的細(xì)菌16S rRNA基因豐度、真菌ITS rRNA基因豐度、纖維素酶和蔗糖酶的活性均顯著下降。