蘋果園生草對土壤微生物多樣性、酶活性及碳組分的影響

劉業萍，毛云飛，胡艷麗，張璐璐，尹伊君，龐會靈，宿夏菲，楊 露，沈 向

（山東農業大學園藝科學與工程學院/作物生物學國家重點實驗室/山東果蔬優質高效生產協同創新中心, 山東泰安 271018）

研究和實踐證明，果園種植生草可以有效地提高土壤肥力和土壤質量，并減少土壤養分流失，從而改善生態環境[1–3]。如山核桃林種植白三葉、紫云英和油菜后，石灰性土壤的微生物特性顯著提高[4]。長期種植黑麥草果園土壤中的有機碳含量顯著提高[5]。焦潤安等[6]、張林森等[7]的試驗研究也表明長期間作黑麥草能夠有效提高土壤有機碳儲量，間作白三葉可明顯提高表層土壤總有機碳(TOC)、可溶性有機碳(DOC)、微生物生物量碳(MBC)等含量，而且間作后大量草根死亡還能在土壤中留下許多空隙，增加土壤通透性，提高土壤微生物活性。潘介春等[8]研究發現龍眼果園生草能增加土壤中微生物數量，提高碳、氮含量和磷循環相關酶活性，改良土壤環境。研究還發現，在釀酒葡萄園行間生草可提高土壤有機質、堿解氮、全氮、全鉀含量，有效提高土壤中微生物數量及脲酶、蔗糖酶、磷酸酶等活性，促進碳氮循環和轉化，提高土壤肥力，改善果實品質等[9]。

研究從美國引進的幾種果園生草對土壤生物和微生物學性狀的影響，為推動我國果園綠色管理技術的發展提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗在山東省泰安市馬莊鎮李家大坡村試驗基地進行。該區域屬溫帶大陸性季風氣候，年降水量687.7 mm，年均溫 12.9℃，極端最低氣溫 –27.5℃，極端最高氣溫41℃，全年無霜期近200天。

1.2 試驗設計

供試5個果園專用生草的草種均從美國引進，包括白三葉草(Trifolium pratense)、垂穗草(Boutelouagracilis)、沙畫眉草(Eragrostis trichodes)、彎葉畫眉草(Eragrostis curvula)和加拿大披堿草(Elymus canadensis)，依次表示為 BT1、CT2、DT3、ET4、FT5，以清耕自然生草為對照，表示為Ack。2017年3月分別稱取5個草種各500 g，清水浸種24 h 后分別以條播的方式播種于行距為3 m的一年生蘋果幼樹行間，每行樹的兩邊1 m處播一個草種，每個生草試驗小區長100 m、寬1 m。草種發芽后要及時去除雜草，每個草種設置3個生物學重復，隨機區組設計，生草3年。清耕區進行人工除草，其他管理條件相同。

1.3 樣品采集

2018、2019和2020年的7—9月中旬進行樣品的采集。土壤樣品的采集采用“S”形取樣法：分別在種植不同草種的每個小區按照“S”形取10個點0—30 cm 土層土壤 1000 g，及時去除土壤中的雜質，同一個生草的小區土壤混合以后作為一個樣本。將采集的土壤分成3份，裝于自封袋中然后放置于冰盒里，及時帶回實驗室，一份于4℃冰箱中用于測定土壤中的微生物數量，一份于–80℃冰箱中用于分析土壤中的微生物種類，一份土樣風干后過0.15 mm篩進行土壤的理化指標測定。。

1.4 試驗方法

1.4.1 不同草種的生物學指標測定 于7月中旬在草生長旺期，每種草選取20株生長健壯、長勢一致、各方面良好的草置于冰盒中，帶回實驗室進行測定。將植株平展伸直，用鋼卷尺測定植株的高度和根長，求其平均株高和平均根長。植株地上和地下部重于105℃烘箱烘干至恒重，測干物重。

1.4.2 土壤理化指標測定 用凱氏定氮法測土壤全氮；碳酸氫鈉—鉬藍比色法測定土壤有效磷含量；醋酸銨浸提—火焰光度法測定土壤有效鉀含量；原子吸收分光光度計測定土壤中的銅、鋅、鐵、鎂、鈣含量[10]。

土壤總有機碳(TOC)測定：稱取過2 mm篩的風干土樣 (0.15±0.03)～(0.20±0.05) g，置于 50 mL三角瓶中，加水潤濕，加3 mL濃硫酸，數滴雙氧水，電爐加熱至340℃，消煮20 min至土樣變白，冷卻，過濾，濾液移入50 mL容量瓶中，加水定容，用multi T/N分析儀測定。土壤可溶性有機碳(DOC)的測定：稱取10 g 新鮮土樣，按照土∶水為1∶5的比例混勻，在25℃條件下，以250 r/min 的速度振蕩 1 h，接著在轉速為 15000 r/min 離心 10 min，上部懸浮液過 0. 45 μm 薄濾膜，用 multi T/N 分析儀測定[11]。土壤有機碳(SOC)的測定：采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法[10]測定。蔗糖酶的活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定，以24 h 后1 g土壤中所含葡萄糖的mg數表示；用磷酸苯二鈉法測定堿性磷酸酶的活性，以24 h 后1 g土壤中釋放出酚的mg數表示；土壤中過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法測定；土壤脲酶采用苯酚鈉-次氯酸鈉比色法測定，以24 h后1 g土壤中NH3-N的質量(mg)表示土壤脲酶活性[12]。1.4.3 土壤微生物的測定 土壤微生物測定分兩部分進行，一是在7、8、9月取3個年份生草處理后的土壤對細菌、真菌和放線菌數量進行測定。用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養基、馬鈴薯葡萄糖瓊脂培養基培養細菌和真菌[13]，用高氏1號培養基培養放線菌[14]，采用平板梯度稀釋培養法計數測定3種微生物[15]。二是在7月中旬取3年生草處理后的土壤用高通量測序技術對細菌和真菌進行鑒定分析，進一步分析土壤中微生物群落多樣性和豐富度。

1.5 數據處理

采用 Microsoft Excel 2010 處理數據，用 SPSS 18.0統計軟件進行數據分析。樣品在Illumina NovaSeq平臺上按照制造商的建議進行測序，由LC-Bio提供。根據樣品獨特的條形碼，將配對端序列分配給樣品，去除建庫引入的barcode和引物序列。使用FLASH合并匹配端讀取[16]。根據fqtrim (v0.94)，在特定條件下對原始讀取數據進行質量過濾[17]，以獲得高質量的Clean Tags標簽。使用Vsearch軟件對嵌合序列進行過濾(V2.3.4)。用DADA2進行解調得到特征序列和特征表。多樣性通過歸一化得到相同的隨機序列來計算。然后根據SILVA (release 132)分類器，利用每個樣本的相對豐度對特征豐度進行歸一化。Alpha多樣性用于分析樣本物種多樣性的復雜性，用 QIIME2 計算 Chao1、Observed species、Goods coverage、Shannon、Simpson，標準曲線的繪制用R軟件(Version 2.15.3)。Beta多樣性由QIIME2計算，R包繪制。采用Blast進行序列比對，每個代表性序列用SILVA數據庫對特征序列進行注釋。其他的圖是使用R包實現的(v3.5.2)。

2 結果與分析

2.1 供試草種生物量比較

試驗中供試的草種植株地上和地下生物量見表1。5個草類的地上和地下生物量差異顯著。ET4處理草株高顯著高于其余處理，FT5處理地上部鮮重、地上部干重顯著優于其余草種，CT2處理根干重顯著高于其余草類。

2.2 不同草種根際土壤微生物多樣性OTU相關性分析

不同草種土壤環境不同，微生物之間的群落結構存在較大的差異，以97%核酸相似度水平，得到細菌和真菌的操作分類單元(OTU)。圖1所示細菌和真菌的不同組間各自持有的OTU個數，結合OTU代表的物種，可得到細菌和真菌在不同生草土壤環境中的核心微生物。6組土壤樣品共得到31459個細菌操作分類單元(OTUs)，共有的OTU個數為1019個。其中生草處理的土壤細菌OTU個數明顯高于清耕處理(Ack)，以生草ET4處理效果最好，為5688個OTU，比清耕提高了22.22% (圖1)；6組土壤樣品共得到5021個真菌操作分類單元(OTUs)，共有的OTU個數為108個，除CT2、DT3處理外，經生草處理的土壤真菌操作分類單元OTU均高于Ack處理，BT1、ET4、FT5處理分別增加了1.07%、1.19%和4.28%，其中以生草FT5處理真菌OTU個數最多(圖1)。

圖1 土壤細菌、真菌多樣性的相關性分析Fig. 1 Correlation analysis of bacteria and fungi diversity among soil samples

2.3 不同草種根際土壤微生物Alpha 多樣性分析

Shannon和Simpson指數反映微生物多樣性[18–19]，主要反映物種的均勻度和豐富度。由表2可知，生草處理后的土壤細菌Shannon、Simpson和Chao1指數均高于清耕處理(Ack)，彎葉畫眉草效果較好，Shannon、Simpson、Chao指數與Ack相比分別增加了4.61%、7.01%和27.44%。生草加拿大披堿草土壤真菌Shannon、Simpson、Chao1指數均高于對照處理，Shannon、Chao1指數顯著高于對照，Chao1是對照的1.31倍。

表2 生草處理后土壤樣本群落豐富度和多樣性指數Table 2 Indices of communityrichness anddiversity of soil samples after rawgrass treatment

2.4 不同草種根際微生物群落的Beta多樣性

Heatmap 是基于距離算法 (binary、bray、weighted、unweighted)得到樣品間的距離矩陣，顏色梯度由藍色到紅色表示樣品間距離由近到遠，可根據顏色梯度的變化直觀看出兩兩樣品間的差異性[20]。由圖2可知，將各分類水平相對豐度最高30個的群落組成數據，再根據分類單元的豐度分布加以聚類，此熱圖經過Z值轉化后將同一個菌的表達豐度進行歸一化，因此該熱圖僅能進行橫向比較[21]。圖2 (左)，選取在細菌門水平下分類(單元>10)，如細菌變形菌門(Proteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)和芽孢桿菌門(Gemmatimonadetes)。生草處理土壤樣品中細菌經過橫向聚類后，樣品從Ack處理組到生草土壤處理組顏色差異顯著。以ET4處理的Proteobacteria和FT5處理的Acidobacteria相對豐度高于Ack處理，Ack中細菌Actinobacteria和細菌Gemmatimonadetes相對豐度高于其余生草處理土壤。圖2 (右)，選取在真菌門水平下分類(單元>10)，如子囊菌門(Ascomycota)、擔子菌門(Basidiomycota)、球囊菌門(Glomeromycota)。生草處理土壤樣品中真菌經過橫向聚類后，樣品從Ack處理組到生草土壤處理組顏色差異顯著。FT5處理中的Glomeromycota和CT2處理中的Basidiomycota群落豐度高于其他生草處理，分別比對照提高了1.08、2.16倍。Ack處理中的Ascomycota高于其余生草處理，表明生草處理可使土壤中的微生物群落發生顯著變化。

圖2 土壤樣品細菌、真菌熱圖分析Fig. 2 Heatmap analysis of soil sample bacteria and fungi

2.5 不同草種根際土壤中菌群相對豐度組成分析

根據測序結果對物種進行注釋，默認選擇每個樣品或者分組在各類水平(Phylum、Class、Order、Family、Genus)上豐度靠前30的優勢物種，將剩余的物種歸為一類，生成物種相對豐度柱狀堆疊圖，便于直觀查看各樣品在不同分類水平上相對豐度較高的物種及其比例，選取門分類單元結果進行統計分析 (圖3)。

圖3 土壤樣品中細菌 (a)、真菌 (b) 門分類水平上相對豐度變化Fig. 3 Changes in relative abundance of soil bacteria (a) and fungi (b) in soil samples at phylum level

關于細菌，如圖3 (a)所示，豐富度較高的前8個門分別為變形菌門(Proteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)、芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)、擬桿菌門(Bacteroidetes)、疵微菌門(Verrucomicrobia)。此8個細菌門在各自處理中占比超過95%。6個試驗處理的土壤中，優勢菌群為變形菌門(Proteobacteria)、酸桿菌門(Acidobacteria)、放線菌門(Actinobacteria)、芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)，這6種優勢類群在各自處理中所占比例為80%。5個生草處理的土壤細菌豐富度與清耕土壤Ack相比，土壤中變形菌門(Proteobacteria)和酸桿菌門(Acidobacteria)豐度增加較多，ET4處理變形菌門增加最多，比對照提高了0.24倍。有些菌門豐度降低，如芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、浮霉菌門(Planctomycetes)、綠彎菌門(Chloroflexi)，其在DT3生草處理土壤中明顯降低，分別比清耕對照降低了0.35、0.20和0.41倍。

如圖3 (b)所示，真菌豐度較高的前5個門為子囊菌門(Ascomycota)、擔子菌門(Basidiomycota)、球囊菌門(Glomeromycota)、接合菌門(Zygomycota)、壺菌門(Chytridiomycota)。

如圖3所示，6組處理中，優勢菌群為子囊菌門、擔子菌門、球囊菌門和接合菌門，此4個優勢真菌門在各自處理中占比超過80%，與清耕對照比較，BT1、CT2、DT3、ET4、FT5生草處理將土壤中的擔子菌門相對豐度分別提高了0.07、2.16、1.46、1.81和1.27倍，而子囊菌門相對豐度呈降低趨勢，CT2生草處理土壤降低明顯，降低了1.83倍；CT2、ET4和FT5處理土壤中的球囊菌門相對豐度分別提高了0.24、0.23、1.08倍，而BT1和DT3處理土壤中的球囊菌門相對豐度小。

2.6 不同生草處理對果園土壤中微生物數量的影響

由圖4可知，不同生草處理后的土壤細菌、真菌、放線菌的數量顯著高于清耕處理。且隨著生草生長時間的延長，各生草處理土壤中的細菌、真菌、放線菌的數量呈上升趨勢。9月份生草處理土壤中ET4處理放線菌數量最多，比清耕提高了45.83%，FT5處理中的真菌和細菌數量顯著優多于清耕處理，真菌和細菌數量分別比清耕提高了0.98和0.77倍。

圖4 不同生草果園土壤微生物數量Fig. 4 Microbial population of orchard soils planted with different grass species

2.7 不同生草處理對果園土壤養分含量的影響

由表3可知，2018年5個生草處理的土壤全氮含量均低于清耕處理，分別比清耕處理降低了10.69%、8.80%、5.90%、3.89%、3.30%，2019和2020年5個生草處理中彎葉畫眉草處理全氮含量顯著高于其余處理，分別比清耕對照增加了33.13%、52.60%，2020年生草處理的土壤全氮含量比2019年生草處理的土壤全氮含量有不同幅度增加。2018年5個生草處理的土壤有效磷存在顯著性差異，2018年生草處理中三葉草、垂穗草、彎葉畫眉草、加拿大披堿草處理顯著優于對照處理，2019年生草處理中以彎葉畫眉草處理最好，其土壤有效磷含量比清耕對照提高了36.88%。2020年5個生草處理的土壤有效磷含量均顯著高于清耕對照。3個年份中5個生草處理的土壤有效鉀含量顯著優于清耕對照。以彎葉畫眉草處理最佳，其土壤有效鉀含量2018、2019、2020年分別比清耕對照提高了34.26%、36.56%、36.21%。且隨著生草年限的增加，土壤中的有效鉀含量呈上升趨勢。

表3 2018—2020年不同生草處理的土壤大量元素含量Table 3Macro element contents in soils under five grasses treatments from 2018 to 2020

由表4可知，5個生草處理的土壤有效鎂、有效銅、有效鋅的含量均顯著高于清耕對照處理。3個年份生草處理中，以加拿大披堿草處理土壤有效鎂含量顯著高于清耕對照，2018、2019、2020年分別比清耕對照提高了10.20%、10.42%、10.51%。3個年份生草處理均以彎葉畫眉草處理有效銅含量最高，顯著高于清耕對照處理，2018、2019、2020年分別是清耕對照的1.95、1.95、2.10倍。沙畫眉草、彎葉畫眉草、加拿大披堿草處理土壤有效鋅含量顯著高于其余處理，2020年生草處理中土壤有效鋅含量以加拿大披堿草處理顯著高于其余生草處理。

表4 2018—2020年不同生草處理的土壤微量元素含量Table 4 Trace element contents in soils under five grasses treatments from 2018 to 2020

2.8 不同生草處理對果園土壤酶活性的影響

經果園生草處理后，土壤脲酶含量隨著生草時間的延長而增加，3個年份生草處理土壤脲酶活性顯著高于清耕處理(圖5)。其中，DT3生草處理2018年土壤中的脲酶活性是清耕的2.13倍，2019年是清耕的2.07倍，2020年是清耕的2.47倍。3個年份生草處理與清耕處理相比土壤磷酸酶活性顯著提高(圖5)。其中，ET4生草處理的土壤磷酸酶活性高于其他生草處理，2018年高于清耕處理51.19%，2020年高于清耕處理61.92%，2020年高于清耕處理67.99%。與清耕相比，生草處理3個年份土壤過氧化氫酶活性提高，FT5生草處理2018、2019、2020年分別比清耕提高了3.46%、4.37%和5.14%。

圖5 不同生草果園的土壤酶活性Fig. 5 Enzyme activities in orchard soils planted with different grass species

2.9 不同生草處理對果園土壤碳組分的影響

2.9.1 對土壤有機碳含量的影響 由圖6可知，2018年ET4、FT5和BT1生草處理土壤中的有機碳含量分別較清耕對照顯著提高了38.50%、27.68%和27.51%。2019年各生草處理土壤有機碳含量比2018年高，2020年生草處理土壤有機碳含量顯著高于2019、2018年生草處理。ET4處理的土壤有機碳含量最高，2020年生草比2019年生草有機碳含量提高了9.59%，2019年生草土壤有機碳較2018年生草提高了10.7%。

圖6 連續3年果園生草土壤有機碳含量Fig. 6 Soil organic carbon content in orchard soils planted with different grass species over three consecutive growing seasons

2.9.2 對土壤總有機碳含量的影響 由圖7可知，3個年份生草處理與清耕對照相比，土壤全碳含量存在顯著性差異且顯著高于清耕對照。隨著生草年份的增加土壤總有機碳含量呈增加趨勢，尤以FT5處理的土壤總有機碳含量最高，2018年FT5處理土壤總有機碳含量為1.65g/kg，比清耕對照提高了50.55%；2019年FT5處理的土壤總有機碳含量為1.68 g/kg，比清耕對照提高了53.22%；2020年FT5處理為1.96 g/kg，比清耕對照提高了79.17%。

圖7 連續3年果園生草土壤總有機碳含量Fig. 7 Soil total organic carbon content in soils planted with different grass species over three consecutive growing seasons

2.9.3 對土壤可溶性有機碳含量的影響 如圖8所示，不同生草處理的果園土壤可溶性有機碳含量隨生草年限的增加而呈現上升趨勢。2018年生草處理中DT3處理土壤中可溶性有機碳含量顯著高于其余生草處理，比對照提高了40.74%，2019和2020年CT2和DT3生草處理土壤中可溶性有機碳含量顯著增加，與對照相比，CT2處理分別增加了51.91%和52.35%，DT3處理分別增加了60.47%和63.41%。

圖8 連續3年果園生草土壤可溶性有機碳含量Fig. 8 The content of dissolved organic carbon in soils planted with different grass species over three consecutive growing seasons

2.9.4 土壤中酶活性和碳組分相關性分析 由表5可知，SOC與脲酶、磷酸酶、過氧化氫酶、細菌、真菌和放線菌；磷酸酶與過氧化氫酶、細菌、真菌和放線菌；過氧化氫酶與細菌、真菌和放線菌；真菌與放線菌極顯著正相關(P＜0.01)，DOC與TOC和脲酶極顯著正相關，TOC與SOC 、脲酶、磷酸酶、過氧化氫酶、細菌、真菌和放線菌極顯著或顯著正相關，細菌與真菌和放線菌極顯著或顯著正相關。脲酶與磷酸酶、過氧化氫酶、細菌和放線菌極顯著或顯著正相關。上述結果表明，果園生草處理中土壤的碳組分(除DOC外)、酶活性與微生物數量之間存在極顯著或顯著正相關。

表5 土壤碳組分、酶活性和微生物數量的相關性Table 5 Correlation of soil carbon components, enzyme activities and micro-organisms number

3 討論

土壤微生物作為土壤中最活躍的部分，直接或間接的參與大量的生化反應，對促進土壤物質循環、穩定與保持土壤的生產力和健康方面發揮著重要作用[22–23]。微生物的多樣性是維持生態系統穩定性和微生物功能的重要因素之一[24]。微生物活動中碳源和氮源來源之一是植物，微生物又分解碳源和氮源，為植物提供養分從而達到互惠互利。本試驗利用高通量測序技術，ET4處理效果好，土壤細菌中OTU個數明顯高于清耕對照，為5688個，比清耕對照提高了22.22%；同時細菌總體的OTU、豐富度和多樣性高于真菌。經Alpha多樣性分析得知，ET4和FT5處理土壤細菌Shannon、Simpson和Chao1指數高于清耕對照，這與Beta 多樣性分析結果相符，其組間微生物多樣性差異大。有研究結果表明，土壤中由細菌主導轉向真菌主導時，植株受病菌侵染性加大[25]。ET4處理，細菌數量增多，真菌數量減少，在一定情況下，降低了植株遭受病害的幾率。盡管其余幾個生草處理，對細菌和真菌的多樣性和豐富度不如ET4生草和FT5處理影響效果顯著，但一定程度上降低了真菌的OTU，對植株仍有一定的保護作用。生草處理的根際土壤Beta多樣性存在差異的原因有待進一步驗證。

據物種注釋結果，6個土壤樣品中細菌的優勢類群為變形菌門、酸桿菌門、放線菌門、芽單胞菌門、浮霉菌門、綠彎菌門，這6種優勢類群在各自處理中所占比例均超過95%，其中，變形菌門和酸桿菌門的比例超過50%。本試驗中，生草處理提高了變形菌門、酸桿菌門和放線菌門豐度，其他菌門低于清耕對照。有研究結果表明，變形菌門和放線菌門等為土壤中的有益菌，各種有機物的碳氮代謝類型多樣化，變形菌門參與其中，它還可作為生物因子治理代謝環境中的化學污染[26]。同時也有研究表明變形菌門和放線菌門參與有機質分解[27]。土壤中酸桿菌門大多是嗜酸菌，分布在不同土壤環境中，對土壤酸性有一定的影響[28]。不同生草處理其微生物相對豐度的變化可能與土壤微環境的酸堿性有關，具體原因仍需后續進一步研究。

真菌優勢種群為子囊菌門、擔子菌門、球囊菌門和接合菌門，在各自處理中占比超過80%，其中子囊菌門在個6個處理中均超過20%。雖然有研究結果顯示，子囊菌門中的2 個變種，即V.mali var.pyri和 Valsa mali var. mali，是蘋果腐爛病的主要病原菌之一[29]，但是也有結果顯示，子囊菌門中的Incertae sedis 27 還具有促進生根的作用[30]。擔子菌門數量多、分布廣，可食用、也可藥用，也可引起植物和園林病害[31]。本試驗中，5個生草處理與清耕對照比較，提高了土壤中的擔子菌門相對豐度，而子囊菌門相對豐度呈降低趨勢，CT2處理土壤降低明顯，降低了1.83倍；CT2、ET4和FT5處理提高了土壤中的球囊菌門相對豐度，而BT1和DT3處理土壤中的球囊菌門相對豐度小，引起生草處理中真菌群落相對豐度變化的原因還有待研究。

土壤酶來源于動物尸體、植物殘體和土壤微生物，是表層土壤健康的關鍵指標。有研究結果表明，獼猴桃園套種吉祥草可增強土壤中的酶活性，過氧化氫酶參與各種化合物的氧化，磷酸酶促進有機磷化合物的水解，脲酶促進有機質分子中肽鍵的水解，蔗糖酶完成土壤有機體循環過程[32–33]。徐凌飛等[34]研究表明，梨園生草可不同程度的提高土壤酶活性。本試驗研究結果表明生草處理與清耕相比，可顯著提高土壤中過氧化氫酶活性、脲酶活性和磷酸酶活性，并在不同生草處理中酶活性存在顯著性差異，這與徐凌飛等[34]的試驗研究結果一致。生草后顯著提高了土壤中各類土壤酶活性，可能是生草后枯草凋落物還田腐解引起土壤微生物群落多樣性和豐富度升高而間接影響土壤酶活性[35]。土壤中的有機碳是土壤肥力的核心和重要來源，為植物生長提供多種營養，是促進果樹生長發育、實現果樹豐產的重要條件。研究表明，果園生草可提高土壤有機碳含量[36]。另外，果園生草對土壤有機碳的影響還與生長年限有關[37]。吳玉森等[38]對梨園生草的研究結果表明，持續多年的自然生草有利于土壤表層脲酶和堿性磷酸酶等主要酶活性的提高，對土壤有機質含量提高均具有明顯作用；隨著生草年限的增加，自然生草對改善梨園土壤礦質營養狀況同樣具有良好效果。本試驗中，ET4處理2018年的土壤有機碳含量顯著增加，5個草種處理2019年的土壤有機碳含量較清耕均有顯著增加，且2020年生草和2019年生草處理的土壤有機碳含量比2018年生草有明顯的提高，說明果園生草可以提高土壤有機碳的含量，且隨著生草年限的增加，有機碳含量提高的效果更明顯。果園生草不但有利于誘集害蟲到草中覓食、越冬，降低地上害蟲防治的難度，還有利于害蟲天敵的生存和繁育，增加害蟲天敵(如瓢蟲、草蛉等)數量，減少病蟲害發生、農藥投入、農藥殘留、環境污染，但若干年后，園內是否會產生草與果樹共患的病蟲害風險甚至是生態危害尚不明確，有待進一步探討[39]。

4 結論

果園生草可改變土壤中細菌和真菌的豐富度和多樣性，改變土壤中門水平的細菌和真菌的相對豐度。彎葉畫眉草可提高土壤中細菌豐富度和多樣性，沙畫眉草處理土壤細菌中的芽單胞菌門、浮霉菌門、綠彎菌門相對豐度降低；5個生草處理提高了土壤真菌中擔子菌門的相對豐度，垂穗草處理子囊菌門相對豐度降低明顯，垂穗草、彎葉畫眉草和加拿大披堿草提高了土壤中的球囊菌門相對豐度。隨著生草時間的延長，不同生草處理均不同程度地提高了土壤有機碳、酶活性和微生物的含量。綜合來看，彎葉畫眉草和加拿大披堿草處理對于改善土壤環境、土壤養分和微生物活性的效果較好。