石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤理化及生物學(xué)特性研究

柴曉虹，王理德,，姚拓*，韓福貴，魏林源，郭春秀，張瑩花

(1.甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)學(xué)院，草業(yè)生態(tài)系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實驗室，甘肅省草業(yè)工程實驗室，中-美草地畜牧業(yè)可持續(xù)發(fā)展研究中心，

甘肅 蘭州 730070；2.甘肅省治沙研究所，甘肅 蘭州 730070；3.甘肅省河西走廊森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，

甘肅省荒漠化與風(fēng)沙災(zāi)害防治國家重點(diǎn)實驗室培育基地，甘肅 武威 733000)

石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤理化及生物學(xué)特性研究

柴曉虹1，王理德1,2,3，姚拓1*，韓福貴2,3，魏林源2,3，郭春秀2,3，張瑩花2,3

(1.甘肅農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)學(xué)院，草業(yè)生態(tài)系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實驗室，甘肅省草業(yè)工程實驗室，中-美草地畜牧業(yè)可持續(xù)發(fā)展研究中心，

甘肅 蘭州 730070；2.甘肅省治沙研究所，甘肅 蘭州 730070；3.甘肅省河西走廊森林生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，

甘肅省荒漠化與風(fēng)沙災(zāi)害防治國家重點(diǎn)實驗室培育基地，甘肅 武威 733000)

摘要：測定并分析了石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤理化(含水量、有機(jī)碳、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮、全磷、有效磷、全鉀、速效鉀、緩效鉀)及生物學(xué)(微生物量碳、氮、磷及真菌、細(xì)菌、放線菌數(shù)量)特性。結(jié)果表明，隨退耕年限的延長，各土層(0~10 cm，10~20 cm，20~30 cm，30~40 cm)土壤銨態(tài)氮及全磷呈下降趨勢；土壤含水量、有機(jī)碳、硝態(tài)氮、有效磷、有效鉀及緩效鉀呈上升趨勢；全鉀與速效鉀隨退耕年限的變化不顯著；除30~40 cm土層外，各土層土壤微生物量碳在退耕較短年限內(nèi)(從1 a到5 a)呈下降的趨勢，在退耕較長年限內(nèi)(從8 a到31 a)呈上升趨勢；土壤微生物量氮呈先上升(從1 a到4 a)再下降(從4 a到8 a)最后趨于穩(wěn)定(從8 a到31 a)的趨勢；除0~10 cm土層外，各土層土壤微生物量磷呈先下降(從1 a到2 a)再上升(從2 a到8 a)最后下降(從8 a到31 a)的趨勢；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>放線菌>真菌。

關(guān)鍵詞：石羊河中下游；退耕年限；理化特性；土壤微生物

DOI：10.11686/cyxb2014395http://cyxb.lzu.edu.cn

柴曉虹，王理德，姚拓，韓福貴，魏林源，郭春秀，張瑩花. 石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤理化及生物學(xué)特性研究. 草業(yè)學(xué)報, 2015, 24(8): 24-34.

Chai X H, Wang L D, Yao T, Han F G, Wei L Y, Guo C X, Zhang Y H. Effects of different years of cultivation abandonment on soil physical, chemical and microbial characteristics in the midstream and downstream of Shiyang River area. Acta Prataculturae Sinica, 2015, 24(8): 24-34.

收稿日期：2014-09-18；改回日期：2014-10-25

基金項目：國家自然科學(xué)基金(41161049)和甘肅省農(nóng)牧廳科技創(chuàng)新項目(GNXC-2012-45)資助。

作者簡介：柴曉虹(1990-)，女，甘肅金昌人，在讀碩士。E-mail：1106478496@qq.com

通訊作者*Corresponding author. E-mail：yaotuo@gsau.edu.cn

Effects of different years of cultivation abandonment on soil physical, chemical and microbial characteristics in the midstream and downstream of Shiyang River area

CHAI Xiao-Hong1, WANG Li-De1,2,3, YAO Tuo1*, HAN Fu-Gui2,3, WEI Lin-Yuan2,3, GUO Chun-Xiu2,3, ZHANG Ying-Hua2,3

1.CollegeofPrataculturalScience,MinistryofEducationKeyLaboratoryofGrasslandEcosystem,PrataculturalEngineeringLaboratoryofGansuProvince,Sino-U.S.CenterforGrazingLandEcosystemSustainability,GansuAgriculturalUniversity,Lanzhou730070,China; 2.GansuDesertControlResearchInstitute,Lanzhou730070,China; 3.GansuHexiCorridorForestEcosystemResearchNationalStation,StateKeyLaboratoryBreedingBaseofDesertificationandAeolianSandDisasterCombating,Wuwei733000,China

Abstract:Soils have been investigated in midstream and downstream areas of the Shiyang River that had been previously cultivated but abandoned for different numbers of years. The research investigated physical and chemical properties (water content, organic carbon, nitrate nitrogen, ammonium nitrogen, total phosphorus, available phosphorus, total potassium, quick-available potassium, slow-available potassium) and microbes (microbial biomass C, N, P and the number of microorganisms). Results showed that soil ammonium nitrogen and total phosphorus content decreased the longer the land had been abandoned, while water content, organic carbon, nitrate nitrogen, available phosphorus, available potassium and slow-available potassium increased. There were however no significant differences in total potassium and quick-available potassium over the years. Microbial biomass C decreased in 30-40 cm soil layers in land abandoned for shorter periods (1-5 yrs), but increased for longer periods (8-31 yrs). The variability of microbial biomass N increased initially (1-4 yrs), then decreased (4-8 yrs) and finally stabilized (8-31 yrs). Except for 0-10 cm soil layers, the variability of soil microbial biomass P decreased at first (1-2 yrs), then increased (2-8 yrs) and finally decreased (8-31 yrs). Bacteria were the most frequent, followed by actinomycetes, and fungi were the least numerically significant during all stages.

Key words:midstream and downstream of Shiyang river; years of abandoned cultivated lands; physical-chemistry characteristics; soil microbes

石羊河流域位于甘肅省河西走廊東部，曾是植被茂密、物種豐富的天然柴灣[1]。然而，從20世紀(jì)70年代開始，該流域中下游地區(qū)出現(xiàn)了大規(guī)模開采地下水的現(xiàn)象，特別是民勤縣更為嚴(yán)重，到1995年該縣已打井11000余眼，造成地下水位下降4~17 m，使大面積土地撂荒[2]。據(jù)統(tǒng)計，1995年民勤全縣實際播種面積僅占總耕地的1/2。近年來，由于政府采取了關(guān)井壓田的政策，大面積土地退耕，形成了次生草地，如果管理不當(dāng)，這些次生草地就會不斷退化，甚至引起風(fēng)蝕沙化，成為新的沙塵源，勢必會加快石羊河中下游地區(qū)向我國沙塵源區(qū)和特級生態(tài)危機(jī)區(qū)轉(zhuǎn)變，因此，如何保護(hù)與合理利用石羊河流域中下游綠洲退耕區(qū)次生草地關(guān)系到我國綠洲生態(tài)系統(tǒng)的安全及穩(wěn)定。

土壤作為生態(tài)系統(tǒng)的組成成分和環(huán)境因子，為生態(tài)系統(tǒng)中生物的生長發(fā)育、繁衍生息提供了必要的環(huán)境條件[3]。土壤的物理、化學(xué)及生物學(xué)特性是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要特征，土壤物理特性包括土壤pH，含水率等；土壤化學(xué)特性包括土壤中各元素的含量，其中最主要的是土壤中N、P、K三大養(yǎng)分，是土壤肥力的內(nèi)部表征，其變化反映了土壤管理措施的效果[4]；土壤生物學(xué)特性包括土壤微生物量及土壤微生物數(shù)量等，是影響土壤質(zhì)量的重要因子，土壤微生物對環(huán)境變化非常敏感，是土壤環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)[5]，在一定程度上能反映土壤環(huán)境狀況[6]。目前，對土壤質(zhì)量演變的研究主要以土壤理化性質(zhì)為目標(biāo)[7-8]，而對石羊河流域較系統(tǒng)的綜合土壤物理、化學(xué)、生物學(xué)特性的研究和分析較少。因此，本研究旨在開展石羊河流域中下游地區(qū)不同退耕年限次生草地土壤理化及生物學(xué)特性研究，為該區(qū)次生草地的保護(hù)、利用、修復(fù)及改善提供理論基礎(chǔ)，同時對石羊河流域綜合治理的實施提供基礎(chǔ)資料和科學(xué)依據(jù)。

1材料與方法

1.1　研究區(qū)概況

研究區(qū)設(shè)在甘肅省民勤縣北部的西渠鎮(zhèn)黃輝村與自云村退耕地區(qū)域，海拔1300～1311 m，地理坐標(biāo)為39°01′30″-39°03′28″ N、103°35′57″-103°37′56″ E。年均溫度7.4℃，極端最高氣溫38.1℃，極端最低氣溫是-28.8℃；年均降水量110 mm，主要集中在7-9月，占年均降雨量的73%；年均蒸發(fā)量2644 mm，年日照時數(shù)2832.1 h；年平均風(fēng)速2.3 m/s。灌木種主要有白刺(Nitrariaschoberi)、鹽爪爪(Kalidiumfoliatum)、枸杞(Lyciumchinense)、小果白刺(Nitrariasibirica)、紅砂(Reaumuriasongarica)等；草本植物有田旋花(Convolvulusarvensis)、藜(Chenopodiumalbum)、白莖鹽生草(Halogetonarachnoideus)、頂羽菊(Acroptilonrepens)、堿蓬(Suaedaglauca)、駱駝蓬(Peganumharmala)、駱駝蒿(Peganumnigellastrum)和蒙古豬毛菜(Salsolaikonnikovii)等。

1.2　樣地選擇及土樣采集

2012年9月，走訪調(diào)查并查閱石羊河中下游各鄉(xiāng)鎮(zhèn)土地使用記錄，選擇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)再分配的地段作為試驗區(qū)，在保證樣地沙土母質(zhì)相同的情況下，選擇退耕1，2，3，4，5，8，15，24及31 a的9個撂荒地為樣地。每個樣地面積為1 hm2，按S形選擇有代表性的5個地段作為固定樣點(diǎn)，在每個固定樣點(diǎn)上做好標(biāo)記。并設(shè)置5 m×5 m的樣方用于草本植物群落特征與土壤特征的測定；設(shè)置5～10 m×5～10 m的樣方用于灌木、半灌木特征的調(diào)查(具體樣方大小根據(jù)植物種及前期調(diào)查預(yù)試驗確定)。在各個固定樣點(diǎn)上挖土壤剖面，設(shè)3個重復(fù)，在剖面內(nèi)按0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm、30～40 cm四個層次用環(huán)刀取土樣，將同一樣地5個土樣按相同層次均勻混合，用四分法取適量分兩份帶回實驗室分析，1份用于土壤理化特性相關(guān)因子的測定，另1份保存在4℃的冰箱內(nèi)(保存時間盡可能短)，用于土壤生物學(xué)特性相關(guān)因子的測定。樣地的基本情況見表1。

表1　樣地基本情況

1.3　土壤理化特性相關(guān)因子的測定

采用常規(guī)測定方法進(jìn)行土壤理化特性相關(guān)因子的測定。土壤含水量采用恒溫箱烘干法；土壤有機(jī)碳用重鉻酸鉀-硫酸外加熱法；銨態(tài)氮采用靛酚藍(lán)比色法；硝態(tài)氮采用紫外分光光度法；全磷用硫酸-高氯酸消煮，鉬銻抗比色法；有效磷采用碳酸氫鈉浸提，鉬銻抗比色法；全鉀、有效鉀和速效鉀采用原子吸收分光光度法[9]。

1.4　土壤微生物量的測定

采用氯仿熏蒸法[10]。稱取經(jīng)7 d預(yù)培養(yǎng)的新鮮土樣(10 g)3份，分別放入50 mL燒杯中，將燒杯放入同一干燥器中，干燥器底部放置幾張用水濕潤過的濾紙，同時分別放入一個裝有約50 mL(1 mol/L NaOH)溶液和一個裝有約50 mL無乙醇氯仿的小燒杯(內(nèi)加少量無水CaCl2，抗爆沸)，用少量凡士林密封干燥器，用真空泵抽氣直至氯仿沸騰并保持至少2 min。隨后，關(guān)閉干燥器閥門，在25℃黑暗條件下放置24 h之后打開閥門，如果沒有空氣流動聲音，則表示干燥器漏氣，應(yīng)重新稱樣進(jìn)行熏蒸處理。當(dāng)干燥器不漏氣時，取出之前的NaOH溶液和無乙醇氯仿小燒杯，再用真空泵反復(fù)抽氣，直到土壤里聞不到氯仿氣味為止。在熏蒸處理的同時設(shè)未熏蒸對照土樣3份。

1.4.1土壤微生物量碳(SMBC)測定[11]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。

土壤微生物量碳=(Ec-Ec0)/0.38

(1)

式中，Ec為熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳量；Ec0為未熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳量；0.38為校正系數(shù)。

1.4.2土壤微生物量氮(SMBN)測定[11]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。

土壤微生物量氮=(Ec-Ec0)/0.54

(2)

式中，Ec為熏蒸土壤浸提液中有機(jī)氮量；Ec0為未熏蒸土壤浸提液中有機(jī)氮量；0.54為校正系數(shù)。

1.4.3土壤微生物量磷(SMBP)測定[11]土樣經(jīng)氯仿熏蒸后用0.5 mol/L NaHCO3(pH=8.5)溶液提取磷，浸提液中磷測定采用鉬銻抗顯色法。

土壤微生物量磷=(Ec-Ec0)/0.4

(3)

式中，Ec為熏蒸土壤浸提液中有機(jī)磷量；Ec0為未熏蒸土壤浸提液中有機(jī)磷量；0.4為校正系數(shù)。

1.5　土壤三大類微生物數(shù)量測定

1.5.1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數(shù)[12]。按下列公式計算真菌數(shù)量[12]。

N=M×鮮土/干土重

(4)

式中，M=a×u/v，N為每g干土的菌數(shù)；M為每g鮮土的菌數(shù)；v為每個培養(yǎng)皿中加懸浮液體積(本實驗為50 μL)；a為培養(yǎng)皿中平均菌落數(shù)；u為稀釋倍數(shù)。

1.5.2放線菌數(shù)量測定采用改良高氏一號培養(yǎng)基[13]，以平板表面涂抹法計數(shù)。按公式(4)計算放線菌數(shù)量。

1.5.3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數(shù)[12]。按公式(4)計算細(xì)菌數(shù)量。

1.6　數(shù)據(jù)處理及分析

數(shù)據(jù)分析采用Excel 2007和SPSS 17.0軟件。用Oneway-ANOVA對石羊河流域中下游不同退耕年限次生草地土壤物理、化學(xué)及生物學(xué)特性相關(guān)因子的差異進(jìn)行分析；用Pearson對該區(qū)土壤理化與生物學(xué)特性因子之間的相關(guān)性進(jìn)行分析。

2結(jié)果與分析

2.1　不同退耕年限次生草地土壤理化特性空間變異特征

2.1.1不同退耕年限次生草地土壤含水量空間變異特征由表2可以看出，石羊河中下游地區(qū)不同退耕年限次生草地同一土層土壤含水量在退耕較短年限內(nèi)(從1 a到4 a)隨退耕年限的延長呈下降的趨勢，在退耕較長年限內(nèi)(從5 a到31 a)呈波動上升的趨勢，其中，退耕第8年土壤含水量最高，各土層(0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm和30～40 cm)分別為7.26%，9.61%，9.19%和10.00%。同一退耕年限，除第1年外，退耕第2，3，8，15，24及31年隨土層加深含水量升高，但退耕第4和5年隨土層的加深含水量變化不明顯。

2.1.2不同退耕年限次生草地土壤有機(jī)碳空間變異特征對石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤有機(jī)碳的測定分析(表2)表明，不同退耕年限次生草地同一土層土壤有機(jī)碳隨退耕年限的延長呈上升的趨勢(除0~10 cm土層)，且演替后期(從24 a到31 a)土壤有機(jī)碳含量明顯高于演替前期(從1 a到15 a)，各土層土壤有機(jī)質(zhì)含量最高為231.17，272.43，230.68及412.43 mg/kg，分別在退耕第15，31，2及31年。同一退耕年限，土壤有機(jī)碳隨土層的變化規(guī)律不盡相同，其中退耕第1及15年，土壤有機(jī)碳表聚效應(yīng)明顯。

2.1.3不同退耕年限次生草地土壤氮素空間變異特征對石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤氮素的測定分析(表2)表明，不同退耕年限次生草地同一土層，土壤硝態(tài)氮隨退耕年限的延長呈上升的趨勢，各土層硝態(tài)氮含量最高為28.41，24.09，18.11及16.85 mg/kg，分別在退耕第31，8，15及15年；土壤銨態(tài)氮隨退耕年限的增加呈下降的趨勢，各土層銨態(tài)氮含量最高為3.46，2.36，2.15及1.82 mg/kg，分別在退耕第1，2，1及4年。同一退耕年限，土壤硝態(tài)氮與銨態(tài)氮隨土層的變化差別較大，表現(xiàn)為隨土層的加深而降低，顯示出明顯的表聚效應(yīng)。

2.1.4不同退耕年限次生草地土壤磷素及鉀素空間變異特征對石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤磷素的測定分析(表3)表明，不同退耕年限次生草地同一土層，土壤全磷隨退耕年限的增加呈下降的趨勢，且變化差異顯著(P<0.05)，各土層最高含量分別為最低含量的3.61，5.53，3.13及6.62倍，總體上在0.1~0.7 g/kg之間；土壤有效磷隨退耕年限的增加呈上升趨勢(除0~10 cm土層)，各土層最高含量分別為最低含量的44.87，62.29，4.56及7.95倍。同一退耕年限，全磷隨土層的變化不明顯；有效磷隨土層的變化差別較大，顯示出明顯的表聚效應(yīng)。

由表3還可以看出，不同退耕年限次生草地同一土層，土壤全鉀隨退耕年限的變化規(guī)律各不相同，變化范圍在0.34~19.28 g/kg之間；有效鉀隨退耕年限的增加呈上升的趨勢(除30~40 cm土層)，變化范圍在472.14~1338.16 mg/kg之間；速效鉀變化范圍在136.05~541.22 mg/kg之間；緩效鉀隨退耕年限的增加呈上升的趨勢，變化范圍在321.84~702.07 mg/kg之間。

2.2　不同退耕年限次生草地土壤生物學(xué)特性空間變異特征

2.2.1不同退耕年限次生草地土壤微生物量C、N、P空間變異特征由表4可知，不同退耕年限次生草地同一土層，土壤微生物量碳表現(xiàn)為：0~30 cm土層，隨退耕年限的延長，在退耕較短年限內(nèi)(從1 a到5 a)呈下降的趨勢，在退耕較長年限內(nèi)(從8 a到31 a)呈上升趨勢，各土層土壤微生物量C的最大值分別在退耕第8，31，31年，其值分別為979.13，610.00，480.22 mg/kg；30~40 cm土層，隨退耕年限的增加呈下降的趨勢，退耕第1年其含量最高，為327.74 mg/kg。同一退耕年限，土壤微生物量碳隨土層的加深而降低，表現(xiàn)出明顯的表聚性。

不同退耕年限次生草地的土壤微生物量氮表現(xiàn)為：隨退耕年限的增加呈先上升(從1 a到4 a)再下降(從4 a到8 a)最后趨于穩(wěn)定(從8 a到31 a)的趨勢，各土層土壤微生物量N的最大值均在退耕第4年，分別為215.50，184.49，169.01及138.23 mg/kg。同一退耕年限，土壤微生物量N隨土層的變化差異較大，表層大于深層，表聚現(xiàn)象明顯。

不同退耕年限次生草地同一土層，土壤微生物量磷表現(xiàn)為：0~10 cm土層，隨退耕年限的增加呈先上升(從1 a到4 a)后下降(從4 a到31 a)的趨勢，退耕第4年其含量最高，為168.35 mg/kg；10~40 cm土層，隨退耕年限的增加呈先下降(從1 a到2 a)再上升(從2 a到8 a)最后下降(從8 a到31 a)的趨勢，且10～20 cm、20～30 cm和30～40 cm土層土壤微生物量P的最大值分別在退耕第3，8，8年，分別為119.65，117.43及109.43 mg/kg。同一退耕年限，微生物量P隨土層的變化趨勢與微生物量C、N相似。

2.2.2不同退耕年限次生草地土壤三大類微生物數(shù)量空間變異特征表5表明，石羊河中下游不同退耕年限次生草地土壤三大類微生物數(shù)量均為：細(xì)菌最高，放線菌次之，真菌最低。不同退耕年限次生草地同一土層，微生物總數(shù)表現(xiàn)為：0~10 cm土層，隨退耕年限的增加呈下降的趨勢，退耕第1年微生物總數(shù)最高，此時細(xì)菌數(shù)量為微生物總數(shù)的0.96倍，而真菌數(shù)量卻很少。10~20 cm土層，隨退耕年限的增加呈先上升(從1 a到8 a)后下降(8 a到31 a)的趨勢，退耕第8年微生物總數(shù)最高。20~30 cm土層，隨退耕年限的增加呈先下降(從1 a到24 a)后上升(31 a)的趨勢，退耕第31年微生物總數(shù)最高。30~40 cm土層隨退耕年限的變化微生物總數(shù)變化不明顯。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，如退耕第1年表層細(xì)菌、真菌及放線菌的數(shù)量分別為最深層的51.24，5.54及8.00倍。

表2　不同退耕年限次生草地土壤含水量、有機(jī)碳及無機(jī)氮空間變異特征

注：同列不同小寫字母表示不同退耕年限次生草地差異顯著(P<0.05)，下同。

Note: The different lowercase letters in the same column indicate different years abandoned cultivated lands have significant difference (P<0.05), the same below.

表3　不同退耕年限次生草地土壤磷素及鉀素空間變異特征

3討論

3.1　不同退耕年限次生草地土壤理化特性空間變異特征

3.1.1不同退耕年限次生草地土壤含水量空間變異特征本研究表明，退耕能使土壤含水量在較短年限內(nèi)(從1 a到4 a)下降，在較長年限內(nèi)(從5 a到31 a)波動性上升，這是因為在退耕后較短年限內(nèi)，一年生草本植物根部殘留的水分比退耕后充足，但由于淺根草本植物生長迅速，隨著此類植物根部對水分的激烈競爭，導(dǎo)致表土缺水，因此在退耕較短年限內(nèi)，土壤含水量會出現(xiàn)隨土層的加深而增加的趨勢。但這種趨勢會隨著退耕年限的延長逐步得到緩解，因此土壤含水量在退耕較長時間內(nèi)波動性上升。

表4　不同年限退耕地土壤微生物量空間變異特征

3.1.2不同退耕年限次生草地土壤有機(jī)碳及無機(jī)氮空間變異特征本研究中隨退耕年限的延長，土壤有機(jī)碳含量呈上升趨勢，這是因為由于退耕后，枯枝落葉的歸還量大，利于土壤養(yǎng)分的積累[14]，同時，隨著演替的正向進(jìn)行，植被的發(fā)展引起了地下根量的增多，使深層土壤有機(jī)碳含量增多。另外，隨著植被蓋度的增加，新的凋落物大量的進(jìn)入表層土壤，使其有機(jī)碳含量增加，從而提高了土壤養(yǎng)分含量，且越靠近表層，養(yǎng)分差異越顯著。此外，由于作為土壤養(yǎng)分主要來源的枯落物與根系分泌物均聚集于土壤表層[15]，因此土壤有機(jī)碳隨土層的加深而遞減，這與楊樹晶等[14]、王杰等[15]的研究結(jié)果一致。

銨態(tài)氮在土壤中大多被吸附在土壤膠體表面，而硝態(tài)氮不被土壤膠體吸附，移動性較強(qiáng)。由于土壤中的硝態(tài)氮含量易受銨態(tài)氮供給、硝化細(xì)菌數(shù)量、降水淋溶以及氣態(tài)釋放的影響，硝態(tài)氮含量比銨態(tài)氮含量具有更大的不穩(wěn)定性，其空間變異性很大[16]。同時，植物對于銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的吸收具有明顯的偏向性[17]，即土壤銨、硝態(tài)氮含量變化也受植被種類的影響。本研究中，不同退耕年限各土層土壤硝態(tài)氮及銨態(tài)氮的變化趨勢不同，退耕8，15及31 a后分別可提高10~20 cm、20~40 cm及0~10 cm土層硝態(tài)氮含量，退耕4 a后就可提高30~40 cm土層土壤銨態(tài)氮含量，且明顯高于其他退耕年限，因此后期在對該區(qū)實施植被恢復(fù)的過程中，可根據(jù)其退耕年限及物種根系深度，選擇適宜的植物種類[18]。同時，本研究還表明，土壤硝態(tài)氮與銨態(tài)氮隨土層的變化差別較大，表現(xiàn)為隨土層的加深而降低，顯示出了明顯的表聚效應(yīng)，這是因為土壤氮素主要來自于凋落物的歸還，使土壤氮素首先聚集在表層土壤，然后再隨水或其他介質(zhì)向下層遷移擴(kuò)散，從而形成土壤氮素含量從表層到深層越來越低的分布格局，這與前人[19-20]的研究結(jié)果一致。

表5　不同退耕年限次生草地土壤三大類微生物數(shù)量空間變異特征

3.1.3不同退耕年限次生草地土壤磷素及鉀素空間變異特征本研究中，不同退耕年限次生草地土壤全磷含量在0.1~0.7 g/kg，說明該區(qū)土壤中的磷素能滿足草本及灌木的正常生長發(fā)育[20]。有效磷隨退耕年限的延長呈上升趨勢，這說明在演替的過程中土壤質(zhì)量明顯改善。同時，土壤全磷隨土層的變化差異不明顯，這是因為土壤磷素主要來源于巖石風(fēng)化而巖石風(fēng)化是一個漫長的過程，因此風(fēng)化程度在0~40 cm土壤層次中差異不大。

此外，土壤速效鉀隨退耕年限的增長變化規(guī)律不明顯，這可能是隨著退耕年限的增長，該區(qū)土壤在侵蝕的過程中，盡管速效鉀隨徑流泥沙而流失，但表層土壤的淋溶作用使土壤速效鉀含量相對增加，使淋溶作用與侵蝕作用對土壤速效鉀的影響效應(yīng)相互抵消的緣故。同時，有效鉀與緩效鉀均隨退耕年限的延長呈上升趨勢，有利于改善土壤質(zhì)量，恢復(fù)生態(tài)環(huán)境。

3.2　不同退耕年限次生草地土壤生物學(xué)特性空間變異特征

3.2.1不同退耕年限次生草地土壤微生物量C、N、P空間變異特征土壤微生物作為固定養(yǎng)分及釋放養(yǎng)分的“源”與“庫”，其周轉(zhuǎn)速度很快，土壤微生物量是土壤有機(jī)質(zhì)和土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的動力，是表征土壤質(zhì)量的主要生物學(xué)特性指標(biāo)，能快速地指示土壤質(zhì)量的變化[21]，現(xiàn)已成為國內(nèi)外研究的熱點(diǎn)之一。另外，土壤微生物量的大小和活性取決于多種因素，包括生物因素(如施肥等人為因素和植被類型)及非生物因素(如環(huán)境等)，土壤微生物量僅僅只占土壤有機(jī)質(zhì)的1%~5%，但它是控制土壤生態(tài)系統(tǒng)中其他養(yǎng)分的關(guān)鍵[22]。目前，有關(guān)不同年限退耕地土壤微生物量變化特征的研究鮮見報道。本研究表明，退耕第8，31年可分別提高0~10 cm及10~30 cm土層土壤微生物量碳，退耕第4年可提高0~40 cm土層土壤微生物量氮，退耕第4，8年可分別提高0~10 cm及20~40 cm土層土壤微生物量磷，且其微生物量C、N、P明顯高于其他退耕年限，因此，隨著退耕年限的增加，植物的不斷發(fā)育，根系會逐漸增多，使土壤養(yǎng)分不斷積累，土壤微生物可利用基質(zhì)也逐漸增多，但可根據(jù)實際情況適當(dāng)?shù)目s短退耕年限。同時，土壤微生物量C、N、P隨土層的加深而降低，這是因為枯枝落葉凋落物大量聚集在表層土，使表層土養(yǎng)分充足，有利于微生物活動，且表層土水熱條件和通氣狀況較好，加之細(xì)根和凋落物的快速周轉(zhuǎn)，使微生物的生長更加旺盛，代謝更為活躍，對土壤中多種養(yǎng)分的生物有效性產(chǎn)生積極影響，所以表現(xiàn)出明顯的表聚性，這與土壤養(yǎng)分隨土層的變化規(guī)律一致。

3.2.2不同退耕年限次生草地土壤3大類微生物數(shù)量空間變異特征本研究中，土壤3大類微生物數(shù)量均為細(xì)菌最高，放線菌次之，真菌最低，這說明細(xì)菌是優(yōu)勢菌，可能原因是土壤微生物的數(shù)量分布與其所處土壤因子密切相關(guān)，如石羊河上下游流域土壤中性偏堿性，適宜細(xì)菌生長繁殖，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。同時，本研究還表明，退耕第8及31年可分別提高10~20 cm及20~30 cm土層的微生物總數(shù)，這說明在其他影響因子不變的情況下，若要提高不同土層土壤微生物數(shù)量，則需要適當(dāng)?shù)匮娱L退耕年限。本研究中，土壤三大類微生物數(shù)量均為表層大于深層，這與各土層有機(jī)質(zhì)的含量有關(guān)，輸入的有機(jī)質(zhì)對細(xì)菌和真菌非常有益，可為微生物生長發(fā)育提供充足的碳源、氮源和能量[23]。

本文采用時空互代的方法研究了石羊河中下游流域不同年限退耕地土壤理化及生物學(xué)特性，然而土壤生態(tài)系統(tǒng)是一個復(fù)雜的物質(zhì)代謝循環(huán)的過程，本研究在相對較小區(qū)域選取樣點(diǎn)，同時一些外界因素可能對樣地造成影響，并最終影響實驗結(jié)果，因此，時空互代法有其不足之處，所以仍然需要長期的建立試驗定位檢測。

References：

[1]Feng S W. The evolution of drainage system of the Minqin oasis. Journal of Geographical Sciences, 1963, 29(3): 241-249.

[2]Wang L D, Yao T, He F L,etal. Natural vegetable restoration and change of soil enzyme activity on secondary grassland of abandoned land area in the downstream of Shiyang River. Acta Prataculturae Sinica, 2014, 23(4): 253-261.

[3]Jenny H. The Soil Resource[M]. New York: Springer-Verlag, 1980: 23-26.

[4]Liu X J. Nutrient research on the activity of enzyme and soil nutrient in the different types of farmland. Chinese Journal of Soil Science, 2004, 35(4): 523-525.

[5]Zak J C, Willing M R, Moorhead D L,etal. Functional diversity of microbial communities:a quantitative approach. Soil Biology and Biochemistry, 1994, 26(9): 1101-1108.

[6]Fu Y, Zhuang L, Wang Z K,etal. On the physical chemical and soil microbial properties of soils in the habitat of wild Ferula in Xinjiang. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(10): 3279-3287.

[7]Zhao H L, Zhou R L, Zhao X Y,etal. Desertification mechanisms and process of soil chemical and physical properties in Hulunbeir sandy grassland, Inner Mongolia. Acta Prataculturae Sinica, 2012, 21(2): 1-7.

[8]Li X D, Wei L, Zhang Y C,etal. Effects of land use regimes on soil physical and chemical properties in the Longzhong part of Loess plateau. Acta Prataculturae Sinica, 2009, 18(4): 103-110.

[9]Bao S D. Agrochemical Soil Analysis[M]. Beijing: China Agriculture Press, 2005: 23-107.

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

[11]Yao H Y, Huang C Y. Soil Microbial Ecology and Experimental Techniques[M]. Beijing: Science Press, 2006.

[12]Xu G H, Zheng H Y. Soil Microbial Analysis Methods Manual[M]. Beijing: Agriculture Press, 1986.

[13]Chinese Academy of Sciences Institute of Soil Microbes Room. Soil Microbial Research Method[M]. Beijing: Science Press, 1985.

[14]Yang S J, Li T, Gan Y M,etal. Impact of different use patterns and degrees of grassland use on vegetation carbon storage in the Aba grassland pastoral area. Acta Prataculturae Sinica, 2014, 23(3): 325-332.

[15]Wang J, Li G, Xiu W M,etal. Responses of soil microbial functional diversity to nitrogen and water input inStipabaicalensisssteppe, Inner Mongolia, Northern China. Acta Prataculturae Sinica, 2014, 23(4): 343-350.

[16]Zhang Y X, Yao T, Wang G J,etal. Characteristics of vegetation and soil inorganic nitrogen concentrations under different disturbed habitats in a weak alpine ecosystem. Acta Prataculturae Sinica, 2014, 23(4): 245-252.

[17]Tian X H, Li S X. Uptake capacity of several vegetable crops to nitrate and ammonium. Journal of Plant Nutrition and Fertilizer, 2000, 6(2): 194-201.

[18]Merou T P, Papanastasis V P. Factors affecting the establishment and growth of annual legumes in semi-arid mediterranean grasslands. Plant Ecology, 2009, 201: 491-500.

[19]Niu Y, Liu X D, Zhao W J,etal. Characteristics and interrelation of shallow soil organic and total nitrogen ofPiceacrassifoliaforest in the Qilian Mountain, Gansu, China. Journal of Desert Research, 2014, 34(2): 371-377.

[20]Wei Q, Ling L, Chai C S,etal. Soil physical and chemical properties in forest succession process in Xinglong Mountain of Gansu. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(15): 4700-4713.

[21]Zeng D H, Hu Y L, Chang S X,etal. Land cover change effects on soil chemical and biological properties after planting Mongolian pine (Pinussylvestrisvar.mongolica) in sandy lands in Keerqin northeastern China. Plant and Soil, 2009, 317: 121-133.

[22]Jenkinson D S. The determination of microbial biomass carbon and nitrogen in soils[A]. In: Wilson J R. Advances in Nitrogen Cycling in Agricultural Ecosystems[M]. C.A.B.International, Wallingford, 1988: 368-386.

[23]Dalmonech D, Lagomarsino A, Moscatelli M C,etal. Microbial performance under increasing nitrogen availability in a Medi-terranean forest soil. Soil Biology and Biochemistry, 2010, 42: 1596-1606.

參考文獻(xiàn)：

[1]馮繩武. 民勤綠洲的水系演變. 地理學(xué)報, 1963, 29(3): 241-249.

[2]王理德, 姚拓, 何芳蘭, 等. 石羊河下游退耕區(qū)次生草地自然恢復(fù)過程及土壤酶活性的變化. 草業(yè)學(xué)報, 2014, 23(4): 253-261.

[4]劉新建. 不同農(nóng)田土壤酶活性與土壤養(yǎng)分相關(guān)關(guān)系研究. 土壤通報, 2004, 35(4): 523-525.

[6]付勇, 莊麗, 王仲科, 等. 新疆野生多傘阿魏生境土壤理化性質(zhì)和微生物. 生態(tài)學(xué)報, 2012, 32(10): 3279-3287.

[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. 草業(yè)學(xué)報, 2012, 21(2): 1-7.

[8]李曉東, 魏龍, 張永超, 等. 土地利用方式對隴中黃土高原土壤理化性狀的影響. 草業(yè)學(xué)報, 2009, 18(4): 103-110.

[9]鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2005: 23-107.

[11]姚槐應(yīng), 黃昌勇. 土壤微生物生態(tài)學(xué)及其實驗技術(shù)[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2006.

[12]許光輝, 鄭洪元. 土壤微生物分析方法手冊[M]. 北京：農(nóng)業(yè)出版社, 1986.

[13]中國科學(xué)院南京土壤研究所微生物室. 土壤微生物研究法[M]. 北京： 科學(xué)出版社, 1985.

[14]楊樹晶, 李濤, 干友民, 等. 阿壩牧區(qū)草地不同利用方式與程度對植被碳含量的影響. 草業(yè)學(xué)報, 2014, 23(3): 325-332.

[15]王杰, 李剛, 修偉明, 等. 貝加爾針茅草原土壤微生物功能多樣性對氮素和水分添加的響應(yīng). 草業(yè)學(xué)報, 2014, 23(4): 343-350.

[16]張玉霞, 姚拓, 王國基, 等. 高寒生態(tài)脆弱區(qū)不同擾動生境草地植被及土壤無機(jī)氮變化特征. 草業(yè)學(xué)報, 2014, 23(4): 245-252.

[17]田霄鴻, 李生秀. 幾種蔬菜對硝態(tài)氮、銨態(tài)氮的相對吸收能力. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報, 2000, 6(2): 194-201.

[19]牛赟, 劉賢德, 趙維俊, 等. 祁連山青海云杉(Piceacrassifolia)林淺層土壤碳、氮含量特征及其相互關(guān)系. 中國沙漠, 2014, 34(2): 371-377.

[20]魏強(qiáng), 凌雷, 柴春山, 等. 甘肅興隆山森林演替過程中的土壤理化性質(zhì). 生態(tài)學(xué)報, 2012, 32(15): 4700-4713.