不同退耕年限干旱綠洲植被群落及灰棕漠土特性變化*

王理德，田 青，郭春秀?，吳 昊，宋達(dá)成，何芳蘭，何洪盛

不同退耕年限干旱綠洲植被群落及灰棕漠土特性變化*

王理德1，2，3，田 青1，郭春秀2，3?，吳 昊2，3，宋達(dá)成2，3，何芳蘭2，3，何洪盛1

（1. 甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院，甘肅蘭州 730070；2. 甘肅治沙研究所，蘭州 730070；3. 甘肅河西走廊森林生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位觀測(cè)研究站，甘肅武威 733000）

為了探討不同退耕年限對(duì)植被恢復(fù)及土壤特性的影響，選擇民勤綠洲不同年代退耕地（1，2， 4，8，13，20，30，40年）和耕地（對(duì)照CK）為研究對(duì)象，運(yùn)用時(shí)空替代法，測(cè)定并系統(tǒng)分析其植被組成、土壤理化特性、土壤微生物特性和土壤酶活性。結(jié)果表明：在40年退耕地植被自然演替過(guò)程中，9個(gè)樣地（包括一個(gè)CK）的所有樣方中共出現(xiàn)43種植物，植被群落由一年生草本植物逐漸演替為單一的灌木，表現(xiàn)出較強(qiáng)的連續(xù)性與遞進(jìn)性。隨著退耕年限的增加土壤含水率呈先降再升后降的趨勢(shì)，總體呈倒“N”字型變化。土壤容重總體表現(xiàn)為逐漸減小；土壤粒徑變化規(guī)律不明顯，各樣地細(xì)砂粒占比最大，黏粒最少；土壤全氮、速效鉀、土壤有機(jī)質(zhì)含量及土壤微生物量碳呈先上升后下降趨勢(shì)，速效磷含量變化不明顯，但是變化幅度較大；細(xì)菌與放線菌數(shù)量不同程度的減少，細(xì)菌是土壤中主要的微生物類(lèi)群，最大數(shù)量達(dá)到611.46×105cfu·g–1；土壤酶活性隨退耕年限延長(zhǎng)呈波動(dòng)式下降。隨著土層深度增加，土壤容重、土壤養(yǎng)分及土壤微生物總體表現(xiàn)為逐漸減小，表聚現(xiàn)象明顯；通過(guò)退耕地聚類(lèi)譜系圖可以推斷出退耕第4年是民勤綠洲退耕地恢復(fù)治理的關(guān)鍵時(shí)期。

植被恢復(fù)；理化特性；微生物特性；退耕地；民勤綠洲

民勤綠洲曾經(jīng)是植被茂密、水草豐美的天然綠洲[1]。然而，近幾十年，隨著人口數(shù)量與經(jīng)濟(jì)規(guī)模的不斷擴(kuò)大，尤其是人工綠洲的擴(kuò)張，下游地表水資源日趨減少，地下水嚴(yán)重超采，礦化度上升，自然植被受到了毀滅性的干擾和破壞，土地沙漠化、鹽漬化等一系列生態(tài)問(wèn)題日趨加劇[2-3]，致使大面積土地棄耕而撂荒，若這些退耕地管理方式不當(dāng)，會(huì)加快土壤退化速度，引起風(fēng)蝕沙化，成為新的沙塵源，形成惡性循環(huán)，嚴(yán)重破壞石羊河中下游退耕地土壤生態(tài)系統(tǒng)[4]。因此，如何合理保護(hù)和恢復(fù)民勤綠洲退耕地，促進(jìn)該地區(qū)生態(tài)環(huán)境保護(hù)、修復(fù)和改善是亟待解決的生態(tài)問(wèn)題。

土壤是生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生變化的載體和植物生長(zhǎng)的基質(zhì)[5]，其理化性質(zhì)、生物學(xué)性質(zhì)是反映土壤生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)程度的關(guān)鍵指標(biāo)[6]。土壤微生物在土壤生態(tài)系統(tǒng)中主要分解動(dòng)植物殘?bào)w，并參與物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)，是土壤養(yǎng)分的供應(yīng)源和貯存庫(kù)，影響植被演替及土壤質(zhì)量的變化[7]。土壤微生物數(shù)量用于研究和評(píng)價(jià)土壤微生物調(diào)控功能，能反映土壤各因素對(duì)土壤微生物的影響和其對(duì)植物生長(zhǎng)、土壤肥力的影響，并對(duì)整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)具有一定的調(diào)節(jié)作用[8]。

土壤微生物量是活的土壤有機(jī)質(zhì)部分，是土壤活性大小的標(biāo)志，是土壤生態(tài)系統(tǒng)變化的預(yù)警指標(biāo)之一[9]。土壤酶是生態(tài)系統(tǒng)的生物催化劑，也是度量生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)功能恢復(fù)與維持不可缺少的關(guān)鍵指標(biāo)[10]，與土壤理化性質(zhì)、土壤類(lèi)型、施肥、耕作以及其他農(nóng)業(yè)措施等密切相關(guān)[11]，其活性在土壤中的表現(xiàn)一定程度上反映了土壤營(yíng)養(yǎng)狀況，與環(huán)境等外界因素具有顯著的相關(guān)性，成為土壤生態(tài)系統(tǒng)變化的敏感指標(biāo)[12]。目前，對(duì)于沙地綠洲演變的研究主要集中于土壤理化性質(zhì)[13]與植被演替[14]，然而已有研究并未將植被、土壤理化特性、土壤微生物及土壤酶演變進(jìn)行系統(tǒng)研究。土壤質(zhì)量并不是一個(gè)單一的概念，包括了土壤理化特性、土壤微生物特性及土壤酶活性[15]，且土壤特性影響植被生長(zhǎng)發(fā)育及群落結(jié)構(gòu)演替，反過(guò)來(lái)植被凋落物和根系分泌物影響土壤特性的變化[16]?；诖?，本文通過(guò)研究民勤綠洲不同年限退耕地土壤理化性質(zhì)、微生物學(xué)性質(zhì)及土壤酶活性的變化特征及植被群落演替，探討民勤綠洲退耕地土壤演變規(guī)律，旨在為該區(qū)域退耕地的管理提供實(shí)踐參考，為干旱綠洲生態(tài)系統(tǒng)的持續(xù)健康發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于石羊河下游的甘肅省民勤縣西渠鎮(zhèn)，地理坐標(biāo)為103°35′7.29″～103°37′55.49″ E、39°01′44.11″～39°03′57.53″ N，海拔1 302～1 308 m。年日照時(shí)數(shù)2 832 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2 644 mm；年平均風(fēng)速2.3 m·s–1。該區(qū)域土壤均為灰棕漠土，所選實(shí)驗(yàn)樣地退耕前為種植茴香（Mill.）的農(nóng)田，退耕后在自然狀態(tài)下自然演替，未進(jìn)行過(guò)人工干預(yù)，附近居民已經(jīng)搬遷或者移民。灌木種主要有黑果枸杞（）、鹽爪爪（）、小果白刺（）等；草本植物有地膚（）、中亞濱藜（Iljin）、白莖鹽生草（）、堿蓬（）等。

1.2 樣地布設(shè)

2017年10月，走訪調(diào)查當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶(hù)和查閱西渠鎮(zhèn)煌輝村與志云村退耕土地使用記錄。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(zhǎng)均勻、微地形差異較小，并且土壤沒(méi)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，分別選擇退耕年限為1，2，4，8，13，20，30，40年和耕地作為對(duì)照的9個(gè)樣地（表1），用GPS定位，樣地面積為1 hm2（100 m× 100 m）。每個(gè)樣地內(nèi)選5個(gè)10 m×10 m的樣方（調(diào)查植被），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。

表1 不同退耕年限樣地狀況

1.3 土壤樣品采集

2018年9月19—20日，在每個(gè)樣地內(nèi)布設(shè)5個(gè)土樣采集點(diǎn)，在剖面按0～20 cm、20～40 cm兩個(gè)層次用環(huán)刀取土樣，用于容重及土壤含水率測(cè)定；將同一樣地五個(gè)土樣取3個(gè)重復(fù)，每個(gè)重1 kg左右，裝入布袋中，帶回實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干處理，用于測(cè)定土壤理化性質(zhì)；同時(shí)每個(gè)樣品取重1 kg左右，裝入無(wú)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，用于土壤微生物及土壤酶活性的測(cè)定。

1.4 植物群落調(diào)查

在5 m×5 m固定樣方中，調(diào)查草本植物個(gè)體數(shù)、物種數(shù)、物種組成、測(cè)定草本植物的蓋度；在10 m×10 m的樣方中，調(diào)查半灌木、灌木的個(gè)體數(shù)、物種數(shù)、亞優(yōu)勢(shì)種、建群種，并測(cè)定植被蓋度。

1.5 土壤分析測(cè)定

土壤理化性質(zhì)采用常規(guī)方法[17]測(cè)定。土壤水分—恒溫箱烘干法；土壤容重—環(huán)刀法；土壤粒徑—粒度儀測(cè)定；全氮—?jiǎng)P氏蒸餾法；速效鉀—原子吸收分光光度法；速效磷—鉬銻抗比色法；土壤有機(jī)質(zhì)—重鉻酸鉀–硫酸外加熱法。

土壤微生物數(shù)量采用平板表面涂抹法計(jì)數(shù)測(cè)定[18]；細(xì)菌數(shù)量采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基測(cè)定；真菌數(shù)量采用馬丁–孟加拉紅培養(yǎng)基測(cè)定；放線菌數(shù)量采用改良高氏一號(hào)培養(yǎng)基測(cè)定。土壤微生物量采用氯仿熏蒸法[18]測(cè)定。土壤酶活性采用過(guò)氧化氫酶活性–容量法測(cè)定[19]；脲酶活性采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定；蔗糖酶活性采用3,5–二硝基水楊酸比色法測(cè)定；磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法測(cè)定。

1.6 數(shù)據(jù)處理

Shannon多樣性指數(shù)：

Pielou均勻度指數(shù)：

Simpson優(yōu)勢(shì)度指數(shù)：

Margalef豐富度指數(shù)：

式中，P為頻度，為類(lèi)群數(shù)目，N為第個(gè)類(lèi)群的個(gè)體數(shù)，為所有類(lèi)群的總個(gè)體數(shù)。

土壤酶活性加權(quán)平均值：

式中，ω為權(quán)重系數(shù)，將土壤酶活性各性狀記作X（表示退耕年限，=1，2，…，9分別表示CK及退耕1年、2年、4年、8年、13年、20年、30年、40年；表示土層深度，=1，2分別表示0～20 cm、20～40 cm土層；為土壤酶活性指標(biāo)數(shù)。

試驗(yàn)數(shù)據(jù)先使用 Excel 2007軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)整理，用SPSS 18.0軟件進(jìn)行分析處理，不同年代退耕地土壤理化性質(zhì)、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)。

2 結(jié)果與討論

2.1 退耕地植被自然演變特征

退耕年限的延長(zhǎng)，必然改變植被群落組成與植物數(shù)量，導(dǎo)致凋落物和根系生物量的改變，對(duì)土壤系統(tǒng)產(chǎn)生較大的影響[20]。在研究區(qū)共出現(xiàn)43種植物，分屬15科29屬。由表2可知，在退耕地植物群落自然演替過(guò)程中，物種多樣性指數(shù)和豐富度指數(shù)呈現(xiàn)出先增大，后波動(dòng)式減小的規(guī)律；均勻度指數(shù)呈波動(dòng)式增大的規(guī)律，在退耕第4年達(dá)到峰值，8～40年基本趨于穩(wěn)定；而優(yōu)勢(shì)度指數(shù)呈減小趨勢(shì)。這說(shuō)明退耕1～4年植被群落物種數(shù)在逐年增加，生態(tài)環(huán)境有所改善，退耕4年后植被逐年減少，不利于生態(tài)環(huán)境修復(fù)。此外，研究還發(fā)現(xiàn)，不同年限退耕地植被的演替可分為如下4個(gè)階段：第一階段（退耕1～2年）為一年生草本和宿根植物迅速恢復(fù)階段；第二階段（退耕2～8年）為一年生草本植物向多年生草本演替階段；第三階段（退耕8～20年）多年生草本向多年生灌木演替階段；第四階段（退耕20年以后）灌木植物穩(wěn)定階段?？梢?jiàn)民勤綠洲退耕地植被自然演變過(guò)程具有較強(qiáng)的遞增性。此外，從物種組成來(lái)看，在退耕40年的所有樣方中均出現(xiàn)黑果枸杞這種灌木，說(shuō)明研究區(qū)植被自然演變還具有很強(qiáng)的連續(xù)性。其結(jié)果與王方琳等[14]、馬俊梅等[21]對(duì)干旱荒漠區(qū)植被演替研究結(jié)果相似，而與李永強(qiáng)等[22]對(duì)草甸草原撂荒地植被演替研究結(jié)果不同，這可能是由于研究區(qū)不同氣候、土壤因子等環(huán)境狀況的差異造成?？偟膩?lái)看植被演替過(guò)程比較緩慢這是所有學(xué)者的共識(shí)，只是植被自然演變特征有所差異[23]。

2.2 退耕地土壤理化性質(zhì)變化特征

2.2.1 土壤含水率和土壤容重變化特征 土壤水分是干旱荒漠植物生長(zhǎng)的主要因素，同時(shí)對(duì)土壤真菌、土壤微生物量碳有著顯著的相關(guān)性，對(duì)土壤質(zhì)量的影響較大[24-25]。由表3可知：民勤綠洲不同年限退耕地土壤含水率在相同土層深度，隨著退耕年限的增加經(jīng)歷了：降低（CK～8年）—升高（8～13年）—降低（13～40年）并趨于穩(wěn)定的一個(gè)變化過(guò)程，且第8 年土壤含水率平均值達(dá)到最小。土壤含水率空間分布表現(xiàn)為：退耕初期（CK～2年）表層土壤含水率低于深層，退耕中后期，表層土壤含水率高于或者約等于深層。這是由于隨著退耕年限延長(zhǎng)植被覆蓋度下降，地表裸露[25]，蒸發(fā)量增大，再加上退耕初期植被為一年生草本和宿根植物迅速恢復(fù)階段，主要吸收表層水分，表層土壤水分對(duì)植物生長(zhǎng)貢獻(xiàn)較大。退耕8年左右，因?yàn)榻邓妥匀怀练e共同作用，使土壤結(jié)構(gòu)不斷恢復(fù)，土壤毛管水有效貯存[24]，加之退耕中后期，植被逐漸由草本植物演替為灌木植物，此類(lèi)植物根系可在較深的土層中獲取水分，而表層土壤含水率對(duì)其貢獻(xiàn)較小[26]，導(dǎo)致土壤含水率整體呈倒“N”字型分布的變化趨勢(shì)，并且表層土壤含水率高于或者約等于深層，隨著退耕年限的延長(zhǎng)這種變化趨勢(shì)會(huì)得到緩解。

表2 不同年限退耕地植被群落變化特征

表3 不同年限退耕地土壤含水率和土壤容重的差異

注：同列不同小寫(xiě)字母表示不同年限退耕地差異顯著（<0.05），下同。Note：The different lowercase letters in the same column indicate significant difference between plots different in “Grain for Green” history （<0.05）. The same below.

土壤容重是判斷土壤結(jié)構(gòu)及評(píng)價(jià)土壤退化程度的重要指標(biāo)[27]。由表3可以看出，退耕初期表層土壤容重逐年增加，退耕4年時(shí)達(dá)到極大值1.68 g·cm–3，隨后逐漸減小，并趨于穩(wěn)定。20～40 cm土層除CK與退耕1年外，變化不明顯，差異不顯著。表層土壤容重值大于或者約等于深層。這一結(jié)果基本與Guo等[28]研究結(jié)果相似，這主要是退耕初期一年生或者多年生草本大量繁殖[14]，增加了地表凋落物及腐殖質(zhì)層，同時(shí)也增加了根系分泌物[29]，從而降低了土壤表層容重，滲透能力增強(qiáng)[30]。

2.2.2 土壤機(jī)械組成變化特征 土壤機(jī)械組成是衡量抗侵蝕能力與保持土壤肥力的主要指標(biāo)[31-32]。由圖1可知，退耕區(qū)各樣地細(xì)砂粒含量最大，其比值均在50%以上，最大值達(dá)到了83.4%，黏粒的含量最小，其比值均小于10%，最小值只有1.4%。隨退耕年限延長(zhǎng)，土壤黏粒、粉粒逐漸減少，其平均值在退耕2 a達(dá)到最小值，然后逐漸增加，并趨于穩(wěn)定。細(xì)沙粒在退耕初期（1～2 a）比例較大，然后逐漸減小，退耕4年后逐漸趨于穩(wěn)定。粗沙粒呈現(xiàn)出先減小，后增大的趨勢(shì)，并且除退耕30年、40年外，其他各樣地具有顯著差異。0～20 cm土層變化幅度較大。出現(xiàn)這一變化的原因可能是隨退耕年限的延長(zhǎng)植被豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)呈不同程度的降低[14]，特別退耕4～8年后草本植物逐漸退出，土壤裸地面積逐漸增加，加之民勤綠洲風(fēng)大[28]，樣地沙化及風(fēng)蝕作用增強(qiáng)，而土壤砂粒不易被風(fēng)蝕，特別是表層由于強(qiáng)烈的風(fēng)蝕作用，最終導(dǎo)致了土壤黏粒含量減少，細(xì)砂粒含量增大的現(xiàn)象[33]。

2.2.3 土壤養(yǎng)分變化特征 隨著土層的加深，土壤養(yǎng)分總體呈現(xiàn)逐漸降低趨勢(shì)（如表4），表聚現(xiàn)象明顯。這主要是由于植物在地表形成枯枝敗葉層，分解產(chǎn)生的養(yǎng)分聚集在土壤表層，然后隨著水分或者其他介質(zhì)擴(kuò)散至土壤深層[34]，導(dǎo)致表聚現(xiàn)象的產(chǎn)生。退耕初期土壤全氮與土壤有機(jī)質(zhì)含量在0～20 cm土層中，隨退耕年限的增加逐漸增大，退耕4 年時(shí)分別達(dá)峰值0.36 g·kg–1、13.5 g·kg–1，然后逐漸下降；在20～40 cm土層中總體表現(xiàn)為逐漸減小趨勢(shì)，退耕20年趨于穩(wěn)定。這一結(jié)果與唐夢(mèng)迎等[35]研究結(jié)果相似。這是由于退耕4年植被Shannon多樣性指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)和Margalef豐富度指數(shù)均達(dá)到峰值，植被數(shù)量和種類(lèi)較多，土壤表層產(chǎn)生的枯枝落葉層較厚，導(dǎo)致全氮含量在退耕4年達(dá)到最大值0.36 g·kg–1。隨后植被覆蓋度逐漸降低，而且群落中灌木逐漸增加，其根系主要吸收深層土壤，因此上下層土壤中全氮與土壤有機(jī)質(zhì)含量逐漸下降。速效鉀在退耕初中期呈上升趨勢(shì)，上下土層的峰值411 mg·kg–1、393 mg·kg–1分別出現(xiàn)在第13年和20年，然后隨著退耕年限的增加逐漸下降。這一結(jié)果與隋媛媛等[36]在黃土丘陵區(qū)撂荒群落中的研究相一致，本實(shí)驗(yàn)區(qū)屬于富鉀土壤，再加上退耕前期產(chǎn)生的大量枯枝落葉，分解產(chǎn)生速效鉀導(dǎo)致速效鉀上升，退耕后期植被覆蓋度逐漸降低，而且群落中灌木逐漸增加，其根系主要吸收深層土壤，因此上下層土壤中速效鉀含量逐漸下降。速效磷含量變化較大，特別在表層土壤中，退耕1年后就由CK的0.039 g·kg–1下降至0.014g·kg–1。隨著退耕年限的延長(zhǎng)，表現(xiàn)出下降（1～2年）－上升（2～13年）－下降（13～40年）的趨勢(shì)，且上下兩層土壤均在13年出現(xiàn)極大值0.015 g·kg–1和0.007 g·kg–1。其變化趨勢(shì)與由政等[37]研究結(jié)果相似，峰值出現(xiàn)的時(shí)間不同主要是由于試驗(yàn)樣地的植被類(lèi)型、氣候、土質(zhì)差異，導(dǎo)致峰值出現(xiàn)的退耕年限不同。

表4 不同年限退耕地土壤養(yǎng)分變化

2.3 土壤微生物變化特性

土壤微生物在生態(tài)功能和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)中發(fā)揮著積極的調(diào)節(jié)作用[38-39]，促進(jìn)植物凋落物分解、土壤能量轉(zhuǎn)移、養(yǎng)分循環(huán)與平衡、土壤理化性質(zhì)改善及林分發(fā)育[40]。由表5可見(jiàn)，土壤微生物數(shù)量隨退耕年限的延長(zhǎng)，細(xì)菌及放線菌所占比例不同程度的減少，真菌變化規(guī)律不明顯，其中細(xì)菌所占比例最大，而真菌所占比例最小。土壤細(xì)菌數(shù)量隨退耕年限延長(zhǎng)呈波動(dòng)性下降的趨勢(shì)，CK均值377.64×105cfu·g–1顯著高于其他年限退耕地（<0.05），退耕13年降至極小值22.11×105cfu·g–1，只有CK的5.8%；除退耕1年外，隨土層深度的增加呈減小趨勢(shì)。真菌數(shù)量在0～20 cm土層，CK值48.11×103cfu·g–1顯著高于其他年限退耕地（<0.05），在上下層土壤中隨著退耕年限的增加變化規(guī)律不明顯，退耕30年、13年分別降至極小值0.64×103cfu·g–1、0.61×103cfu·g–1；除退耕2年、4年和30年外，隨土層深度的增加呈減小趨勢(shì)。放線菌數(shù)量總體表現(xiàn)為隨著土層的加深與隨退耕年限的延長(zhǎng)逐漸下降，退耕13年降至最小值0.15×105cfu·g–1、0.11×105cfu·g–1，然后波動(dòng)式上升，最后趨于穩(wěn)定。土壤中細(xì)菌數(shù)量主要是微生物類(lèi)群，最大數(shù)量達(dá)611.46×105cfu·g–1，其次是放線菌，真菌最少，這可能是因?yàn)楸狙芯繀^(qū)土壤呈微堿性，有利于細(xì)菌和放線菌生長(zhǎng)，而真菌在微堿性的環(huán)境中生長(zhǎng)較差，這與Wang等[41]、譚秋錦等[42]前期研究結(jié)果相一致。不同退耕年限土壤細(xì)菌、真菌及放線菌數(shù)量最大值均在退耕初中期，這是由于退耕初中期農(nóng)田耕作、施肥等農(nóng)業(yè)管理措施剛停止或停止時(shí)間不長(zhǎng)，土壤表層良好的水分條件和通氣狀況，加之土壤養(yǎng)分含量較高，使微生物活動(dòng)旺盛，土壤微生物數(shù)量增加導(dǎo)致其比例相應(yīng)的增加。

隨著土層加深，土壤微生物量逐漸降低，表聚現(xiàn)象十分明顯（表5）。隨退耕年限的延長(zhǎng)，上下兩層土壤中SMBC呈波動(dòng)式先上升（1～13年）后下降（13～30年）趨勢(shì)，不同退耕年限間差異顯著（<0.05），退耕13年達(dá)到最大值（459.29 mg·kg–1、288.32 mg·kg–1），30年降至最小值（67.24 mg·kg–1、49.84 mg·kg–1）。SMBN先上升，0～20 cm、20～40 cm土層分別與退耕2年、20年達(dá)到最大值69.51 mg·kg–1、47.02 mg·kg–1，然后逐漸下降，最后趨于穩(wěn)定。SMBP在0～20 cm土層中先上升，退耕2年時(shí)達(dá)到最大值49.47 mg·kg–1，然后隨著退耕年限的延長(zhǎng)逐漸下降，至退耕第8 年時(shí)降至最小值8.5 mg·kg–1，最后逐漸上升達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)；在20～40 cm土層中先上升（1～4年），再下降，至退耕第8 年時(shí)降至最小值3.3 mg·kg–1，然后逐漸上升，退耕20年達(dá)到最大值15.63 mg·kg–1，最后逐漸下降，趨于穩(wěn)定。退耕第13 年上下兩層土壤SMBC含量均最高，SMBN和SMBP含量在退耕2a表層達(dá)到最大值，退耕20年深層達(dá)到最大值，且顯著高于其他退耕年限（<0.05），這可能是由于退耕2年是一年生草本和宿根植物迅速恢復(fù)的高峰期[21]，表層聚集大量枯枝落葉，使土壤有機(jī)質(zhì)豐富，且該層水熱和通氣狀況良好[43]，為微生物生長(zhǎng)和繁殖提供適宜的環(huán)境，促進(jìn)了微生物的生物活性。由表2可知退耕第13年是多年生草本向多年生灌木演替的高峰期，多年生草本逐漸死亡，根系慢慢腐爛回歸表層土壤中，多年生灌木植物成為優(yōu)勢(shì)種，深層根系分泌物增加，使土壤養(yǎng)分不斷積累，導(dǎo)致退耕第13年上下兩層SMBC含量增加。

表5 不同退耕年限土壤微生物學(xué)特性

2.4 土壤酶活性變化特征

土壤酶直接參與土壤養(yǎng)分礦化分解、能量轉(zhuǎn)化過(guò)程，是具有高度專(zhuān)一催化作用的一種蛋白質(zhì)，是評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量變化的重要生物指標(biāo)[44]。為了精確研究土壤酶在民勤退耕地演替過(guò)程中的變化特征，將研究區(qū)8個(gè)樣地（1年，2年，4年，8年，13年，20年，30年，40年）和CK，兩個(gè)土層酶活性進(jìn)行了加權(quán)平均（表6）。分析可知不同年限退耕地過(guò)氧化氫酶活性波動(dòng)式變化，加權(quán)平均值的最大值2.505 mL·（g·h）–1出現(xiàn)在第8年，最小值0.73 mL·（g·h）–1出現(xiàn)在第40 年，并且差異不顯著。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(shì)，退耕前期、中期與末期差異顯著（<0.05），退耕8年年后，降幅較大，酶活性明顯減小，趨于相對(duì)平穩(wěn)，退耕20年前后，降到加權(quán)平均值的最小值0.001 mg·（g·d）–1。蔗糖酶活性總體表現(xiàn)出隨著退耕年限的增加波動(dòng)減小的趨勢(shì)，最后趨于穩(wěn)定。退耕1年時(shí)，蔗糖酶活性處于加權(quán)平均值的最大值0.415 mg·（g·d）–1，退耕20年時(shí)，降至最小值0.103 mg·（g·d）–1，但差異不顯著。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，最后相對(duì)平穩(wěn)的趨勢(shì)。退耕1年時(shí)，其酶活性處于加權(quán)平均值的最大值0.024 mg·（g·d）–1，然后逐漸減小，退耕40年時(shí)，降至最小值0.003 mg·（g·d）–1，差異顯著（<0.05）。不同年限退耕地自然恢復(fù)過(guò)程中，研究參試酶的活性，雖變化規(guī)律不一致，但總趨勢(shì)隨退耕地恢復(fù)年限延長(zhǎng)，表現(xiàn)出波動(dòng)式下降趨勢(shì)。四種土壤酶加權(quán)平均值的最大值均出現(xiàn)在退耕前期與中期，這是由于土壤酶活性與退耕地植被恢復(fù)及土壤理化性質(zhì)存在顯著相關(guān)[25,45]，其活性很大程度依賴(lài)于有機(jī)質(zhì)的存在[11]，退耕前期耕作施肥剛剛停止，同時(shí)一年生草本植物產(chǎn)生大量枯枝落葉，使土壤有機(jī)質(zhì)和其他相關(guān)因子含量較高，提供了大量的酶促反應(yīng)底物，土壤酶活性增強(qiáng)；退耕8年以后，植被覆蓋率下降，土壤中留存的速效鉀、土壤有機(jī)質(zhì)等與之相關(guān)的理化因子含量下降，酶的轉(zhuǎn)化和分解過(guò)程減弱，循環(huán)變慢，酶活性功能也隨之減小[46]。

表6 不同退耕年限土壤酶活性

注：表中數(shù)據(jù)均為不同土層（0～20 cm，20～40 cm）各指標(biāo)的加權(quán)平均值。Note：The data in the table are the weighted average of each index of the soil layer relative to depth （0–20 cm，20–40 cm）.

2.5 退耕地土壤系統(tǒng)演變特性

為了更加系統(tǒng)研究民勤綠洲退耕地灰棕漠土變化特征以及退耕地土壤系統(tǒng)演變規(guī)律，對(duì)研究區(qū)內(nèi)退耕1～40年左右24個(gè)樣地土壤物理性質(zhì)、微生物特性及土壤酶活性等相關(guān)土壤因子進(jìn)行聚類(lèi)分析。以距離系數(shù)閾值15作為分類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)，試驗(yàn)樣地可分為二大類(lèi)：退耕1～8年退耕地為第一類(lèi)；退耕13～40年退耕地為第二類(lèi)；退耕8～13年是退耕地從第一類(lèi)向第二類(lèi)轉(zhuǎn)變的過(guò)程，也就是土壤系統(tǒng)由量變向質(zhì)變轉(zhuǎn)化的過(guò)程。從聚類(lèi)分析結(jié)果可以看出，退耕1～4年土壤特性十分相近，退耕8年樣地與退耕1～4年樣地土壤特性雖有不同，但差別不大，可以歸為一類(lèi)；退耕13年后，土壤特性與前8年樣地產(chǎn)生了較大差別，可能發(fā)生了質(zhì)的變化，所以退耕13～40年土壤歸為另一類(lèi)。可見(jiàn)，在民勤綠洲退耕地演變過(guò)程中，4年、8年及13年左右分別是三個(gè)關(guān)鍵時(shí)期。該地區(qū)干旱少雨[2-4]、土壤非常瘠薄[24]，退耕初期，由于之前農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中施入的水、肥尚有殘余，因此退耕地土壤性質(zhì)呈正向發(fā)展，但隨著退耕年限的延長(zhǎng)，殘存水、肥逐漸耗減，土壤微生物數(shù)量相對(duì)較少[41]，植物殘?bào)w分解緩慢，因而水、肥下降，土壤性質(zhì)開(kāi)始呈負(fù)向發(fā)展。民勤綠洲農(nóng)田退耕后，第4年時(shí)，物種豐富度與多樣性指數(shù)明顯下降[14]，土壤養(yǎng)分流失、鹽漬化程度變高[25]，機(jī)械組成粗化、微生物數(shù)量與微生物生物量減少、酶活性減弱、抗干擾能力減少等諸多問(wèn)題。因此，在退耕后4年左右是個(gè)關(guān)鍵時(shí)期，應(yīng)該采用基于抗蝕阻沙覆蓋度指標(biāo)、節(jié)水造林種草、菌肥改土等先進(jìn)生態(tài)修復(fù)技術(shù)，以自然修復(fù)并輔以人工措施，形成近自然植被承載量、健康穩(wěn)定和可持續(xù)發(fā)展的退耕地生態(tài)修復(fù)體系，在提高區(qū)域防沙治沙效能的同時(shí)，提升綠洲生產(chǎn)力，改善民生環(huán)境，為干旱綠洲區(qū)退耕地保護(hù)、治理及風(fēng)沙災(zāi)害防治提供理論與技術(shù)支撐。

3 結(jié) 論

民勤綠洲不同年限退耕地在植被自然演替過(guò)程中，植被群落由一年生草本植物逐漸演替為灌木植物，具有較強(qiáng)的連續(xù)性與遞進(jìn)性。隨著退耕年限延長(zhǎng)土壤微生物量氮呈波動(dòng)上升趨勢(shì)；土壤容重、細(xì)菌數(shù)量及土壤酶活性表現(xiàn)為下降趨勢(shì)，細(xì)菌是土壤中主要的微生物類(lèi)群；土壤粒徑、速效磷含量變化不明顯，各樣地細(xì)砂粒占比較大，粗砂粒和黏粒最少；速效磷含量變化幅度較大，特別在表層土壤中，退耕1年后就由CK的0.039 g·kg–1下降至0.014 g·kg–1。放線菌數(shù)量、真菌數(shù)量及微生物生物量磷呈先下降后上升趨勢(shì)；土壤含水率呈先降再升后降的趨勢(shì)，呈倒“N”字型變化；土壤全氮、速效鉀、土壤有機(jī)質(zhì)含量、微生物量碳呈先上升后下降趨勢(shì)；隨著土層的加深土壤養(yǎng)分、土壤微生物逐漸降低，表聚現(xiàn)象明顯。通過(guò)退耕地聚類(lèi)譜系圖可以推斷出民勤綠洲退耕地土壤系統(tǒng)演變過(guò)程中，退耕4年、8年及20年分別是土壤質(zhì)量發(fā)生重大變化的節(jié)點(diǎn)，退耕4年為民勤綠洲退耕地恢復(fù)治理的關(guān)鍵時(shí)期。此時(shí)就要引起高度重視，按照抗蝕阻沙覆蓋度指標(biāo)，選擇抗逆性強(qiáng)的旱生、超旱生植物或耐鹽堿植物，采用節(jié)水及菌肥改土等技術(shù)進(jìn)行造林種草，以自然修復(fù)并輔以人工措施，防止退耕地的沙化與鹽漬化，否則到第8 年左右就難以修復(fù)，到第20 年以后，土壤質(zhì)量發(fā)生了質(zhì)的變化，修復(fù)及保護(hù)難度進(jìn)一步加大。

［1］ Feng S W. The evolution of the drainage system of the Minchin Oasis[J]. Acta Geographica Sinica，1963，29（3）：241—249. [馮繩武. 民勤綠洲的水系演變[J]. 地理學(xué)報(bào)，1963，29（3）：241—249.]

［2］ Chang G Y，Wang L，Zhang W X. Perceptions of peasants in Minqin County for the water conservation polices of Shiyang River basin and their effects[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment，2016，30（2）：13—19. [常跟應(yīng)，王鷺，張文俠. 民勤縣農(nóng)民對(duì)石羊河流域節(jié)水政策及節(jié)水效果認(rèn)知[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境，2016，30（2）：13—19.]

［3］ Zhang Y H，Liu S Z，Ji Y F，et al. Spatial pattern of reed community in middle reaches of Shiyang river[J]. Journal of Desert Research，2016，36（2）：342—348. [張瑩花，劉世增，紀(jì)永福，等. 石羊河中游河岸蘆葦群落空間格局[J]. 中國(guó)沙漠，2016，36（2）：342—348.]

［4］ Zhao M R，Xu T J，Peng X R，et al. Variation characteristics of water resources in Minqin County before and after comprehensive management in Shiyang River Basin[J]. Desert and Oasis Meteorology，2018，12（5）：55—59. [趙明瑞，徐天軍，彭祥榮，等. 石羊河流域綜合治理前后民勤水資源變化特征[J]. 沙漠與綠洲氣象，2018，12（5）：55—59.]

［5］ Hu C J，Guo L. Advances in research of ecological effects of vegetation restoration[J]. Ecology and Environmental Sciences，2012，21（9）：1640—1646. [胡嬋娟，郭雷. 植被恢復(fù)的生態(tài)效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2012，21（9）：1640—1646.]

［6］ Yuan J Y，Ouyang Z Y，Zheng H，et al. Effects of different grassland restoration approaches on soil properties in the southeastern Horqin sandy land，Northern China[J]. Applied Soil Ecology，2012，61：34—39.

［7］ Kardol P，Cornips N J，van Kempen M M L，et al. Microbe–mediated plant–soil feedback causes historical contingency effects in plant community assembly[J]. Ecological Monographs，2007，77（2）：147—162.

［8］ Harris J A. Measurements of the soil microbial community for estimating the success of restoration[J]. European Journal of Soil Science，2003，54（4）：801—808.

［9］ Singh A K，Bordoloi L J，Kumar M，et al. Land use impact on soil quality in eastern Himalayan region of India[J]. Environmental Monitoring and Assessment，2014，186（4）：2013—2024.

［10］ Zhou L K. Enzyme activity of soil[J]. Advances of Soil Science，1980（4）：9—15. [周禮愷. 土壤的酶活性[J]. 土壤學(xué)進(jìn)展，1980（4）：9—15.]

［11］ Paul E A，Clark F E. Soil microbiology and biochemistry in perspective[M]//Soil Microbiology and Biochemistry. Amsterdam：Elsevier，1989：1—10.

［12］ Badiane N N Y，Chotte J L，Pate E，et al. Use of soil enzyme activities to monitor soil quality in natural and improved fallows in semi–arid tropical regions[J]. Applied Soil Ecology，2001，18（3）：229—238.

［13］ Zhao H L，Zhou R L，Zhao X Y，et al. Desertification mechanisms and process of soil chemical and physical properties in Hulunbeir sandy grassland，Inner Mongolia[J]. Acta Prataculturae Sinica，2012，21（2）：1—7. [趙哈林，周瑞蓮，趙學(xué)勇，等. 呼倫貝爾沙質(zhì)草地土壤理化特性的沙漠化演變規(guī)律及機(jī)制[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2012，21（2）：1—7.]

［14］ Wang F L，Wang L D，Han F G，et al. Natural vegetation succession characteristics and species diversity in abandoned lands in the Minqin oasis，downstream of the Shiyang river[J]. Acta Botanica Boreali–Occidentalia Sinica，2013，33（7）：1459—1464. [王方琳，王理德，韓富貴，等. 石羊河下游民勤綠洲退耕地植被自然演替特征及物種多樣性分析[J]. 西北植物學(xué)報(bào)，2013，33（7）：1459—1464.]

［15］ Hu Q，Chen W F，Song X L，et al. Effects of reclamation/cultivation on soil quality of saline–alkali soils in the Yellow River Delta[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（4）：824—833. [胡琴，陳為峰，宋希亮，等. 開(kāi)墾年限對(duì)黃河三角洲鹽堿地土壤質(zhì)量的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2020，57（4）：824—833.]

［16］ Zhao H，Zhou Y C，Ren Q F. Evolution of soil microbial community structure and functional diversity inplantations with age of stand[J]. Acta Pedologica Sinica，2020，57（1）：227—238. [趙輝，周運(yùn)超，任啟飛. 不同林齡馬尾松人工林土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性演變[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2020，57（1）：227—238. ]

［17］ Bao S D. Soil and agricultural chemistry analysis[M]. Beijing：China Agriculture Press，2005. [鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社，2005.]

［18］ Sparling G P. Soil microbial biomass，activity and nutrient cycling as indicators of soil heath//Pankhurst C，Doube B M，Gupta V V S R. Biological indicators of soil heath[M]. Wallingford，UK；New York：CAB International，1997.

［19］ Guan S Y. Soil enzyme and its research method[M]. Beijing：Agriculture Press，1986. [關(guān)松蔭. 土壤酶及其研究法[M]. 北京：農(nóng)業(yè)出版社，1986.]

［20］ Huang W J，Liu J X，Han T F，et al. Different plant covers change soil respiration and its sources in subtropics[J]. Biology and Fertility of Soils，2017，53（4）：469—478.

［21］ Ma J M，Man D Q，Li D L，et al. Characteristics of vegetation succession and soil moisture in abandoned cropland of arid desert region[J]. Journal of Desert Research，2018，38（4）：800—807. [馬俊梅，滿多清，李得祿，等. 干旱荒漠區(qū)退耕地植被演替及土壤水分變化[J]. 中國(guó)沙漠，2018，38（4）：800—807.]

［22］ Li Y Q，Jiao S Y，Zhao M L，et al. Change of plant community diversity index during abandoned succession in meadow steppe[J]. Chinese Journal of Grassland，2016，38（3）：116—120. [李永強(qiáng)，焦樹(shù)英，趙萌莉，等. 草甸草原撂荒地演替過(guò)程中植被多樣性指數(shù)變化[J]. 中國(guó)草地學(xué)報(bào)，2016，38（3）：116—120.]

［23］ Kamala H，Sunanda S，Chumkijini C. Secondary succession in abandoned agricultural lands of Western Odisha，India[J]. Journal of Biodiversity and Environmental Science，2016，8（1）：75—85.

［24］ Guo C X. Characteristics ofpopulation，soil property and microbial diversity in the desert grassland of Minqin[D]. Lanzhou：Gansu Agricultural University，2018. [郭春秀. 民勤荒漠草地黑果枸杞群落特征、土壤特性及微生物多樣性研究[D]. 蘭州：甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)，2018.]

［25］ Wang L D，Guo C X，Xu B Y. et al. Soil properties in different years of cultibation abandonment in the midstream and downstream of Shiyang River area[J]. Applied Ecology and Environmental Research，2019，27（4）：7561—7572.

［26］ Walter H. Vegetation of the earth：Second edition[M]. NewYork：Springer–Verlag，1979.

［27］ Fan W，Wu J G，Li J M，et al. Effects of straw return on soil physico–chemical properties of chernozem in northeast China and maize yield therein[J]. Acta Pedologica Sinica，2018，55（4）：835—846. [范圍，吳景貴，李建明，等. 秸稈均勻還田對(duì)東北地區(qū)黑鈣土土壤理化性質(zhì)及玉米產(chǎn)量的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2018，55（4）：835—846.]

［28］ Guo C X，Wang L D，Han F G，et al. Studies of soil physical property on different abandoned lands in the Minqin Oasis，downstream of the Shiyang River[J]. Agricultural Science & Technology，2015，16（5）：1014—1018.

［29］ Cao C Y，Jiang D M，Teng X H，et al. Soil chemical and microbiological properties along a chronosequence ofLam. plantations in the Horqin sandy land of Northeast China[J]. Applied Soil Ecology，2008，40（1）：78—85.

［30］ Jiao M Y，Cong H J，Yao J，et al. Soil bulk density changes and its water–storage capacity of abandoned farmland in natural restoration series gradient of Loess Hilly–gully Region[J]. Journal of Soil and Water Conservation，2018，32（5）：128—133. [焦夢(mèng)妍，從懷軍，姚靜，等. 自然恢復(fù)序列梯度上退耕地土壤容重變化及其蓄水性能效應(yīng)[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2018，32（5）：128—133.]

［31］ Liang B，Nie X G，Wan D，et al. Impacts of forest typical of the southern piedmont of the Himalaya Mountains on soil physicochemical properties and erodibility[J]. Acta Pedologica Sinica，2018，55（6）：1377—1388. [梁博，聶曉剛，萬(wàn)丹，等. 喜馬拉雅山脈南麓典型林地對(duì)土壤理化性質(zhì)及可蝕性值影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2018，55（6）：1377—1388.]

［32］ Wang Y W，Luo L，Zhang F，et al. Soil conservation effect ofbushes in Hexi oasis–desert ecotone[J]. Acta Pedologica Sinica，2019，56（3）：749—762. [王彥武，羅玲，張峰，等. 河西綠洲荒漠過(guò)渡帶梭梭林土壤保育效應(yīng)[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2019，56（3）：749—762.]

［33］ Yuan Y X，Wang R D，Chang C P，et al. Protective effect of cropland conversion with different years on soil in Bashang district，North China[J]. Journal of Arid Land Resources and Environment，2018，32（9）：84—89. [苑依笑，王仁德，常春平，等. 壩上地區(qū)不同年限退耕工程對(duì)土壤的保護(hù)作用[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境，2018，32（9）：84—89.]

［34］ Liu W，Cheng J M，Gao Y，et al. Distribution of soil organic carbon in grassland on Loess Plateau and its influencing factors[J]. Acta Pedologica Sinica，2012，49（1）：68—76. [劉偉，程積民，高陽(yáng)，等. 黃土高原草地土壤有機(jī)碳分布及其影響因素[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2012，49（1）：68—76.]

［35］ Tang M Y，Ding J L，Xia N，et al. Distribution of soil organic matter content and its affecting factors in oases typical of arid region[J]. Acta Pedologica Sinica，2017，54（3）：759—766. [唐夢(mèng)迎，丁建麗，夏楠，等. 干旱區(qū)典型綠洲土壤有機(jī)質(zhì)含量分布特征及其影響因素[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2017，54（3）：759—766.]

［36］ Sui Y Y，Du F，Zhang X C. Spatial heterogeneity of available soil nutrients in abandoned ole–field communities in the Loess Hilly Region[J]. Acta Prataculturae Sinica，2011，20（2）：76—84. [隋媛媛，杜峰，張興昌. 黃土丘陵區(qū)撂荒群落土壤速效養(yǎng)分空間變異性研究[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2011，20（2）：76—84.]

［37］ You Z，Zhang P，Xue S，et al. Effect of vegetation succession on abandoned cropland on soil stoichiometry characteristics[J]. Acta Agrestia Sinica，2017，25（3）：657—661. [由政，張鵬，薛萐，等. 退耕地植被演替過(guò)程對(duì)土壤化學(xué)計(jì)量特征的影響[J]. 草地學(xué)報(bào)，2017，25（3）：657—661.]

［38］ Philippot L，Spor A，Hénault C，et al. Loss in microbial diversity affects nitrogen cycling in soil[J]. The ISME Journal，2013，7（8）：1609—1619.

［39］ Wagg C，Bender S F，Widmer F，et al. Soil biodiversity and soil community composition determine ecosystem multifunctionality[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2014，111（14）：5266—5270.

［40］ Chen X，Li W M，Liu Q. Bibliometric–based analysis of researches on soil microbes at home and abroad in the past 30 years[J].Acta Pedologica Sinica，2020，57（6）：1458—1470. [陳香，李衛(wèi)民，劉勤. 基于文獻(xiàn)計(jì)量的近30年國(guó)內(nèi)外土壤微生物研究分析[J]. 土壤學(xué)報(bào)：2020，57（6）：1458—1470. ]

［41］ Wang L D，Yao T，Cheng L，et al. Soil chemical properties and biological characteristics of discontinued farmland in the downstream of Shiyang river[J]. Nature Environment & Pollution Technology，2016，15（1）：117—122.

［42］ Tan Q J，Song T Q，Peng W X，et al. Characteristics of soil microbial populations and biomass under different ecosystems in a canyon karst region[J]. Acta Ecologica Sinica，2014，34（12）：3302—3310. [譚秋錦，宋同清，彭晚霞，等. 峽谷型喀斯特不同生態(tài)系統(tǒng)的土壤微生物數(shù)量及生物量特征[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2014，34（12）：3302—3310.

［43］ Wendu R L，Li G，Zhang J N，et al. The study of soil microbial biomass and soil enzyme activity on different grassland in Hulunbeier，Inner Mongolia[J]. Acta Prataculturae Sinica，2010，19（5）：94—102. [文都日樂(lè)，李剛，張靜妮，等. 呼倫貝爾不同草地類(lèi)型土壤微生物量及土壤酶活性研究[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào)，2010，19（5）：94—102.]

［44］ Burns R G，DeForest J L，Marxsen J，et al. Soil enzymes in a changing environment：Current knowledge and future directions[J]. Soil Biology and Biochemistry，2013，58：216—234.

［45］ Wang Y Q，Yin Y L，Li S S. Physicochemical properties and enzymatic activities of alpine meadow at different degradation degrees[J]. Ecology and Environmental Sciences，2019，28（6）：1108—1116. [王玉琴，尹亞麗，李世雄. 不同退化程度高寒草甸土壤理化性質(zhì)及酶活性分析[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2019，28（6）：1108—1116.]

［46］ Shu J J，Chen Q B，Wang Y X，et al. Path analysis of soil enzyme activity and soil chemical–physical properties ofplantation[J]. Journal of Northeast Forestry University，2014，42（9）：88—92，97. [舒蛟靖，陳奇伯，王艷霞，等. 華山松人工林土壤酶活性與理化因子的通徑分析[J]. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2014，42（9）：88—92，97.]

Variation of Oasis Vegetation Communities and Properties of Grey Brown Desert Soil Relative to History of “Grain for Green” in Arid Regions

WANG Lide1,2,3, TIAN Qing1, GUO Chunxiu2,3?, WU Hao2,3, SONG Dacheng2,3, HE Fanglan2,3, HE Hongsheng1

(1. College of Forestry, Gansu Agricultural university, Lanzhou 730070, China; 2. Gansu Desert Control Research Institute, Lanzhou 730070, China; 3. Gansu Hexi Corridor Forest Ecosystem National Research Station, Wuwei, Gansu 733000, China)

【Objective】Effects of the implementation of the “Grain for Green” policy, relative to history, on oasis vegetation composition, soil physical, chemical and microbial properties, and soil enzyme activities were analyzed. 【Method】To that end, plots of lands different in “Grain for Green” history (1, 2, 4, 8, 13, 20, 30 and 40 a) and a plot of farmland as CK in the Minqin Oasis were cited for exploration of effects of the practice on vegetation restoration and soil properties, using the spatial–temporal substitution method. 【Result】 Results show that in the 9 plots (including CK), representing natural succession of vegetation during a period of 40 years, a total of 43 species of plants were observed, and the vegetation evolved gradually from a community of annual herbaceous plants to that of shrubs only, showing strong continuity and progressiveness. With the increase in age, soil moisture content declined first, then rose and declined again, appearing like an inverted “N” in variation trend, and was higher in the upper soil layer than in the lower layer in the plots over 20 years in age; soil bulk density decreased gradually on the whole; soil particle size composition did not show any regular trend in variation, and was dominated with fine sands rather than clay; soil total nitrogen, soil available potassium, soil organic matter and soil microbial biomass carbon all rose first and then declined in content, while soil available phosphorus did not change much in content, but did in margin; soil bacteria and actinomycetes decreased to a different degree in population; with bacteria being in dominancy and reaching up to 611.46×105cfu·g–1; and soil enzyme activities fluctuated, but on a generally declining trend. Moreover, with increasing soil depth, soil bulk density, soil nutrient contents and soil microorganisms generally decreased, and the phenomena of surface accumulation was quite obvious.【Conclusion】The cluster pedigree chart of the plots demonstrates that the 4thyears after the “Grain for Green” practice was implemented are critical for the land to have vegetation recovered in the Minqin Oasis. All the findings in the experiment may serve as a practical and theoretical basis for conservation and restoration of ecosystems in arid oases.

Vegetation restoration; Physicochemical properties; Microbiologic properties; “Grain for Green” land; Minqin Oasis

Q143；S154.36

A

10.11766/trxb202003160121

王理德，田青，郭春秀，吳昊，宋達(dá)成，何芳蘭，何洪盛. 不同退耕年限干旱綠洲植被群落及灰棕漠土特性變化[J].土壤學(xué)報(bào)，2021，58（6）：1436–1447.

WANG Lide，TIAN Qing，GUO Chunxiu，WU Hao，SONG Dacheng，HE Fanglan，HE Hongsheng. Variation of Oasis Vegetation Communities and Properties of Grey Brown Desert Soil Relative to History of “Grain for Green” in Arid Regions[J]. Acta Pedologica Sinica，2021，58（6）：1436–1447.

*國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31760709）、甘肅省民生專(zhuān)項(xiàng)（20CK4FH018）、甘肅省青年科技基金項(xiàng)目（18JR3RA019）資助Supported by the National Natural Science Foundation of China （No. 31760709），Gansu Provincial Livelihood Project （No. 20CK4FH018），Gansu Provincial Youth Science and Technology Fund Project （No. 18JR3RA019）

Corresponding author，E-mail：guochunxiu0414@163.com

王理德（1969—），男，甘肅民勤人，研究員，博士，碩士生導(dǎo)師，主要從事生物多樣性及水土保持與荒漠化防治研究。E-mail：wldzy69@163.net

2020–03–16；

2020–11–22；

2021–02–25

（責(zé)任編輯：檀滿枝）