葉斌，黃蘭英，李春華* ，李春江，3

1.中國環(huán)境科學研究院湖泊工程技術中心，北京 100012

2.環(huán)境保護部環(huán)境工程評估中心，北京 100012

3.東華大學環(huán)境科學與工程學院，上海 201620

太湖是長江中下游五大淡水湖之一，也是我國重點控制的“三湖”之一，對于太湖環(huán)境的治理是目前的熱點研究問題［1］。在經濟高速發(fā)展的情況下，湖區(qū)生態(tài)環(huán)境的壓力越來越大。自20 世紀50年代以來，太湖水質惡化、富營養(yǎng)化越來越嚴重，其演變趨勢與太湖緩沖帶的受損及功能退化密切相關。湖泊緩沖帶是緩沖湖泊流域內各種人類活動和自然過程，保護隔離湖泊生境，使湖泊免受破壞、干擾和污染的空間［2-3］。草林系統(tǒng)作為湖泊緩沖帶中的主要土地利用類型之一，具有防止湖岸侵蝕，截留地表徑流中泥沙和污染組分，提供生物棲息地等生態(tài)功能［4］。不同草林復合系統(tǒng)類型，由于其樹種生物學特性與林分結構的不同，導致其土壤養(yǎng)分狀況和水源涵養(yǎng)效應、氮磷攔截吸收作用等存在一定的差異［5］。土壤是植物生長的重要物質基礎，土壤理化性狀是土壤質地和結構的重要組成部分，土壤理化性狀的不同，直接影響到生長于其上的植物，也影響草林系統(tǒng)生態(tài)功能的發(fā)揮，從而對整個湖泊緩沖帶的污染物攔截功能產生影響［6-7］。筆者通過調查太湖竺山灣緩沖帶草林系統(tǒng)的土壤養(yǎng)分現狀，分析幾種不同類型草林復合系統(tǒng)間林下土壤性質的差異性，以期為太湖緩沖帶草林復合系統(tǒng)的構建、土壤效益強化和生態(tài)效益提升等技術的研究提供科學依據。

1 調查研究方法

1.1 調查地點

2013年春季在江蘇省宜興市的太湖竺山灣緩沖帶區(qū)域選定了4 塊不同類型的典型草林樣地進行調查，樣 地 分 布 見 圖1。1#樣 地(31°28'5.85″N，120°0'57.82″E)為濕地型草林，距離濕地水體邊際約56 m，樣地面積為200 m2;2#樣地(31°28'24.27″N，120°1'14.36″E)為楊樹(Populus spp.)防護林型草林，樣地面積為600 m2;3#樣地(31°28'7.33″N，120°0'52.71″E)為支浜旁草林，樣地面積為592 m2;4#樣地(31°28'40.27″N，120° 1' 41.68″ E ) 為 池 杉(Taxodiumascendens． Brongn)防護林型草林，樣地面積為40 m2。

圖1 太湖竺山灣緩沖帶草林樣地調查分布Fig.1 The investigation sites of grass-forestry in lake buffer zone of Zhushan Bay of Lake Taihu

1.2 調查方法

林木高度、林齡分別用測高儀和生長錐測定，喬木胸徑測量選用1.3 m 高處的樹干圍度表示。樹木郁閉度的測定在每個樣地內設置20 個樣點，在各樣點位置上以抬頭垂直昂視的方法，判斷該樣點是否被樹冠覆蓋，統(tǒng)計被覆蓋的樣點數，則被樹冠覆蓋的樣點數與總樣點數(20)的比值即為該樣地的郁閉度。草本的覆蓋度為目測估算，為草本的面積與草林樣地面積的比值。草林生物量均只統(tǒng)計地上部分的生物量，林木的生物量參照每棵樹木的高度、胸徑、該品種生物量均值來計算，草本的生物量在樣地內任意選擇5 個0.5 m×0.5 m 的測定樣方，以5 個樣方內的草本生物量平均值來推算整片草林樣地的草本生物量。草本生物量的測定是將地上部分完全收割后，在105 ℃下烘干24 h 后稱量得其干重。

草林的生物多樣性采用Shannon-Wiener 指數(ISW)計算為每種植物的個體數占總體植物數量的比例。植物中的樹木計數為直接實數法;草本數量統(tǒng)計方法采用樣線+樣方的方法(圖2)，即在選定的調查范圍內的一側設置一條基線，然后沿基線用系統(tǒng)取樣選出待測樣點(基點)，沿基點根據植被的生長狀況和地形狀況設置3 ～6 條10 m 左右的樣線，在每條樣線兩側0.5 m 范圍內設置1 m2樣方，進行草本植物的種類、個數統(tǒng)計。

圖2 草本植物多樣性調查方法示意Fig.2 Grass biodiversity investigation method

草林土壤的理化指標樣品采集，需將地表上的枯枝落葉、碎石等雜物撥開，現場用土壤養(yǎng)分速測儀測定土壤溫度、濕度、緊實度3 個物理指標，采用環(huán)刀法取土樣以測容重。用土鉆在樣點上取表層0 ～20 cm的土樣，采樣結束后進行回填并做好標記。將土樣裝入無菌袋帶回實驗室進行化學指標的測定。

1.3 分析方法

土壤容重采用環(huán)刀法進行測定［6］;有機質濃度采用低溫外加熱重鉻酸鉀-比色法測定［7］;全氮濃度采用凱氏法進行測定［7］;全磷濃度采用SMT 法進行測定［8］;硝態(tài)氮濃度采用飽和CaSO4溶液提取-雙波長分光光度法測定［7］;銨態(tài)氮濃度采用2 mol/L KCl 浸提- 比色法測定［5］;土壤微生物計數采用MPN 法［9］，進行好氧、厭氧、兼性3 種方式培養(yǎng)。為了較直觀地反映草林生長狀態(tài)，選用樹木郁閉度、草本覆蓋度、草本生物量、生物多樣性4 個指標(xi)，采用草林生長狀態(tài)指數進行評價。當時，按1 取值。土壤營養(yǎng)指數參照張強等［10］的估算方法，以中國肥沃土壤中微生物總數的平均值(1.60 ×107cfu/g)為評價標準，用草林土壤中的三大微生物總數為數據，按土壤營養(yǎng)指數公式Pi=Ci/C0i(Ci為實測土壤微生物平均值，C0i為1.60 ×107cfu/g)計算。

試驗數據使用SPSS 19.0 統(tǒng)計軟件分析，采用單因素方差分析不同草林系統(tǒng)的差異性(P ＜0.05)。

2 結果與討論

2.1 植物生長狀態(tài)

1#樣地位于竺山灣三瀆港濕地的岸坡，是整齊的人工種植的楊樹純林，林下長有少量構樹(Broussonetia papyifera)等灌木。其地下水位距離地面約2.2 m。林下草被主要由一年生禾本科草本構成，地面覆蓋度達到95%，主要由狗尾草群落和藎草群落組成，種類包括狗尾草(Setaria viridis)、杠板歸(Polygonum perfoliatum)、稗草(Echinochloa crus)、一年蓬(Erigeron annuus)和藎草(Arthraon hispidus)。草層高度30 ～40 cm，單位面積地上部分生物量:狗尾草為(496.15 ± 17.54)g/m2，藎草為(1 083.71 ±33.13)g/m2。

2#樣地位于村莊附近，是一片面積較大的人工種植的歐美楊(Populus X euramericana)純林，林下無灌木生長。其地下水位距離地面約2.3 m。林下草被由一年生草本構成，主要優(yōu)勢群落為野薄荷(Mentha arvensis)群落和牛膝(Achyranthes sp．)群落，其中野薄荷群落的覆蓋度達到95%以上，草層高度(38 ±2.4)cm。牛膝群落覆蓋度為51%，草層高度約(35 ±1.8)cm。林下草被種類主要包括野薄荷、牛膝、爵床(Acanthaceae sp．)、藎草、杠板歸和馬泡瓜(Cucumis melo)。優(yōu)勢群落單位面積地上部分生物量:牛膝為(134.99 ± 12.12)g/m2，野薄荷為(176.83 ±8.46)g/m2。

3#樣地的地下水位距離地面約1.4 m。該樣地為人工種植的以香樟(Cinnamomum camphora (L．)Presl)為主的雜闊葉林，另有櫸樹(Zelkova schnideriana)、池杉和少量合歡(Albizzia julibrissin Durazz)、臭椿(Ailanthus Desf)、桑樹(Morus alba Linn )、楓 楊 (Pterocarya stenoptera )、水 杉(Metasequoia)等。主要樹種香樟平均樹齡約為11 a，林下無灌木，有自然植被和人工草被，由于是村民自建小屋拆后遺留處，多為水泥地面，自然草被覆蓋度較低，約30%。人工草被為種植的毛豆，自然草被種類有爵床、灰藜(Chenopodium album Linn)、藎草、狗尾草、杠板歸、葎草(Humulus japonicus)、細葉麥冬(Ophiopogon japonicus)。

4#樣地緊鄰竺山灣太湖大堤，是一片池杉純林，林下有少量構樹灌木叢。其地下水位距離地面約1.1 m，林下土壤上多附有螺、貝殼等物，且含有細石粒。林下主要草本是豬殃殃(Galium aparine)和狗尾草，還有少量的稗草、一年蓬、野燕麥(Avena sterilis)、酸模(Rumex acetosa)等。

對4 塊草林樣地的植物生長狀態(tài)觀察統(tǒng)計結果如表1 所示。由表1 可見，4 塊樣地的面積大小不等，林分密度也有較大差異，最密集的是4#池杉防護林樣地，較為稀疏的是3#支浜旁草林和2#楊樹防護林。林齡除了4#樣地為8 a，其他均為11 或13 a;樹木的郁閉度均在0.80 或以上，草本覆蓋度1#、2#樣地較高，3#、4#的較少，只有30%;草本生物量以2#樣地最多，達到3.02 kg/m2，最少的是3#樣地，為1.17 kg/m2。生物多樣性受生物因子、環(huán)境因子、群落演替的階段、自然干擾和人為干擾等多種因素的綜合影響［11］，許多野生森林的生物多樣性都高達5～12，而調查中的4 塊樣地的生物多樣性都屬于偏低類型，最高的也僅有1.498。

表1 竺山灣草林系統(tǒng)植物生長狀態(tài)Table 1 Plant situation of grass-forest system in Zhushan Bay of Lake Taihu

草林生長狀態(tài)指數評價結果表明，以上4 塊樣地的草林生長狀態(tài)優(yōu)良順序如下:2#樣地(0.996)＞3#樣地(0.774)≈1#樣地(0.769)＞4#樣地(0.577)。將草林生長狀態(tài)指數與土壤的其他營養(yǎng)因子做相關性分析，發(fā)現草林的生長狀態(tài)與總有機質和厭氧菌濃度均呈顯著負相關(P ＜0.05)，即草林生長狀態(tài)好的土壤有機質濃度較低，厭氧菌濃度也較低。另外，需要指出的是，草林生長狀態(tài)指數只能用來表觀地判斷草林的茂盛程度和多樣性，因此該評價結果僅限于這4 塊樣地之間的比較，還不能作為評價草林系統(tǒng)好壞的標準。結合后期進行的緩沖帶草林系統(tǒng)生態(tài)效益評價結果［12］可知，支浜邊的草林系統(tǒng)生態(tài)效益最差，這與研究中顯示的該類型草林林木稀少、自然草本覆蓋度僅有30%密切相關;而濕地型草林的生物多樣性高，對硝態(tài)氮去除效果顯著，菌群結構分布均勻，從而具有較高的生態(tài)效益。

2.2 土壤養(yǎng)分狀況

1#濕地型草林樣地林下表層平均土壤容重為1.26 g/cm3，平均含水率為42%;2#楊樹防護林型草林樣地林下表層平均土壤容重為1.21 g/cm3，平均含水率為44%;3#支浜旁草林樣地林下表層平均土壤容重為0.93 g/cm3，平均含水率為40%;4#池杉防護林型草林樣地林下表層平均土壤容重為1.14 g/cm3，平均含水率為28.40%。

根據全國第二次土壤普查養(yǎng)分分級標準，將大量元素濃度分為6 級［13］(表2)。其中，1 級為極富，2 級為富，3 級為中等，4 級為低，5 級為缺乏，6 級為極缺乏。

表2 土壤主要養(yǎng)分分級標準Table 2 The classification standard of main soil nutrientg/kg

竺山灣不同類型草林系統(tǒng)土壤主要養(yǎng)分狀況及差異性比較見圖3。由圖3 可知，太湖竺山灣草林系統(tǒng)林下土壤的有機質濃度為15.1 ～40.3 g/kg(1 ～4級)，總體上為豐富水平。其中，楊樹防護林型草林系統(tǒng)林下土壤有機質濃度最低，為4 級較低水平;濕地型草林系統(tǒng)和支浜旁草林均為2 級豐富水平;池杉防護林型草林系統(tǒng)為1 級極富水平。全氮濃度為0.76 ～1.13 g/kg(3 ～4 級)，總體水平為中等偏低。其中楊樹防護林型草林系統(tǒng)林下土壤全氮濃度最低，為4 級較低水平;濕地型草林系統(tǒng)、支浜旁草林系統(tǒng)和池杉防護林型草林系統(tǒng)均為3 級中等水平。全磷濃度為0.09 ～0.17 g/kg，4 種草林系統(tǒng)類型林下土壤的全磷均為6 級極缺乏水平。

圖3 竺山灣不同草林類型土壤養(yǎng)分濃度Fig.3 Soil nutrients of different grass-forest systems at Zhushan Bay

對于土壤速效氮，除池杉防護林外，其他3 種類型的草林復合系統(tǒng)均表現為銨態(tài)氮濃度大于硝態(tài)氮。土壤銨態(tài)氮濃度在不同草林系統(tǒng)間差異不大，除支浜旁草林系統(tǒng)濃度相對稍高(10.42 mg/kg)外，濕地型草林、楊樹防護林型草林、池杉防護林型草林的濃度分別為9.69、9.54、9.74 mg/kg，3 種林型之間差距較小。土壤硝態(tài)氮濃度在4 種類型草林系統(tǒng)間差距較大，其中池杉防護林硝態(tài)氮濃度最高，達14.93 mg/kg;濕地型草林系統(tǒng)次之，為4.97 mg/kg;支浜旁草林和楊樹防護林型草林復合系統(tǒng)硝態(tài)氮濃度最低，僅分別為1.91 和1.11 mg/kg。統(tǒng)計分析結果(P ＜0.05)表明，2#樣地的總有機質和全氮與其他樣地均有顯著差異，而1#、3#、4#樣地間的總有機質和全氮沒有顯著差異;4 塊樣地的全磷、銨態(tài)氮濃度沒有顯著差異;2#、3#樣地間硝態(tài)氮濃度沒有顯著差異，而其他組有顯著差異。

作為土壤氮磷養(yǎng)分的來源，有機質濃度的多少，則與該區(qū)土壤上種植的植被類型、土壤中的動物和微生物種類和數量多寡、人為施用的有機肥多少均密切相關，同時不同區(qū)域的氣候差異性也使進入土壤中的植物殘體數量和化學組成有很大的不同［14-17］。本次調查結果顯示，竺山灣的草林系統(tǒng)土壤營養(yǎng)狀態(tài)與該區(qū)域的河網農田有機質及全氮濃度有很高的相似性［18］，后者的有機質和全氮濃度分別為16.4 ～37.8、1.4 ～3.8 mg/kg。另外，土壤是維持植物生長的基礎，特定的植物類型總是與特定的土壤基本情況相適應［19］，且由于土壤養(yǎng)分含量也受到群落組成的影響［20］，研究表明，灌草叢土壤有機質含量就低于森林，重要原因就在于森林的植物凋落物和生物量豐富，使得土壤有機質大量積累［21-22］。由竺山灣草林系統(tǒng)的植被生長狀態(tài)可知，其生物多樣性較低，也不利于土壤有機質的積累。

2.3 土壤微生物總量及營養(yǎng)指數

4 塊草林樣地中的好氧菌、厭氧菌、兼性菌數量及統(tǒng)計差異分析如圖4 所示。由圖4 可見，楊樹防護林草林復合系統(tǒng)林下土壤的3 種微生物數量均為4 塊樣地中最低。池杉防護林土壤的好氧菌數量最多，為12.5 × 104cfu/g;其次是支浜旁草林，為10.7 ×104cfu/g;濕地型草林和楊樹防護林型草林相對較低，分別為2.1 ×104和1.6 ×104cfu/g。支浜旁草林系統(tǒng)林下土壤的厭氧菌數量最多，為4.8 ×104cfu/g;其次是池杉防護林和濕地型草林，分別為3.5 ×104和4.1 ×104cfu/g;楊樹防護林型草林最低，為2.4 ×104cfu/g。兼性菌數量最多的是池杉防護林型草林系統(tǒng)，為6.9 ×104cfu/g;支浜旁草林系統(tǒng)和濕地型草林系統(tǒng)次之，分別為4.1 ×104和4.6 ×104cfu/g;楊樹防護林型草林系統(tǒng)土壤兼性菌數量最低，僅為1.2 ×104cfu/g。統(tǒng)計結果表明，厭氧菌在4 塊樣地間沒有發(fā)現顯著性差異，但是好氧菌和兼性菌有顯著差異(P ＜0.05)。

圖4 竺山灣不同草林類型土壤微生物數量Fig.4 Soil microbial populations of different grass-forest systems at Zhushan Bay

土壤微生物具有分解土壤有機質和促進腐殖質形成，促進植物生長以及吸收、固定并釋放養(yǎng)分，改善和調節(jié)土壤營養(yǎng)狀況的作用［23-25］。土壤微生物受到群落組成等多種因子的綜合作用。群落組成通過根系分泌物、植物凋落物、土壤通氣性等方面影響土壤微生物［26-28］。我國許多草林系統(tǒng)土壤調查顯示，微生物數量一般為106～108cfu/g，如濕地生態(tài)系統(tǒng)、高原森林、水稻農田、經濟果園土壤等［10，29-30］。相比之下，竺山灣草林土壤微生物數量處于較低的水平。這一方面是由于土壤養(yǎng)分等級比較低，另一方面由于竺山灣草林系統(tǒng)的生物多樣性低，土壤的含水率也屬于中等偏低水平，這些因素都不利于微生物的大量繁殖。而微生物數量不足，也會反過來影響草林植物腐殖質的分解速度以及土壤中營養(yǎng)物質的循環(huán)［31-32］。因此，很多研究者用微生物數量來表征土壤的營養(yǎng)指數。本研究中1#～4#樣地的土壤營養(yǎng)指數依次為0.007、0.003、0.012 和0.014，均屬于極低水平。而肥沃的森林土壤營養(yǎng)指數可以接近甚至超過1［33-35］。將土壤營養(yǎng)指數與土壤和植物其他因子做相關性分析表明，土壤營養(yǎng)指數只與地下水位呈顯著負相關(P ＜0.05)，即土壤營養(yǎng)指數越高的地方，地下水位越低。表明地下水位低的區(qū)域，草林系統(tǒng)的土壤微生物數量越大，從而容易保持更高的土壤營養(yǎng)指數。

3 結論

(1)竺山灣緩沖帶草林系統(tǒng)對面源污染中的氮磷攔截潛力很大。該區(qū)域草林系統(tǒng)林下土壤的全氮濃度總體為中等偏低水平，全磷濃度為極缺乏水平。因此，該區(qū)域草林系統(tǒng)具有極高的氮磷緩沖潛力，可以作為重要的緩沖體系，有效攔截地表水、農田排水以及村落生活污水中的氮磷等物質，從而降低進入湖泊的氮磷濃度。

(2)調查的1#～4#樣地總體上土壤營養(yǎng)狀態(tài)都較差;草林的生長狀態(tài)中2#楊樹防護林型樣地相對較好。但是4 塊樣地的生態(tài)多樣性都很低，能否作為草林系統(tǒng)的推薦樣地，還需要從污染物攔截、土壤效益等方面權衡評估。

(3)調查中不同草林類型間的有機質、全氮和硝態(tài)氮濃度以及兼性菌數量存在顯著差異;全磷濃度、銨態(tài)氮濃度、厭氧菌數量差異均不顯著。后期進行的緩沖帶草林系統(tǒng)生態(tài)效益評價結果顯示，支浜邊草林系統(tǒng)生態(tài)效益最差，而濕地型草林具有較高的生態(tài)效益。這對優(yōu)化緩沖帶草林系統(tǒng)群落結構，強化緩沖帶污染物凈化功能有一定的參考價值。

［1］ 葉春，李春華.太湖湖濱帶現狀及生態(tài)修復［M］. 北京:科學出版社，2014.

［2］ 葉春，李春華，鄧婷婷.湖泊緩沖帶功能、建設與管理［J］. 環(huán)境科學研究，2013，26(12):1283-1289.

［3］ EBREGT A，GREVE P D. Buffer zones and their management policy and best practices for terrestrial cosystems in developing countries ［M］. Wageningen， Netherlands: International Agricultural Centre，2000.

［4］ 王秋光，李永峰，李春華，等. 草林復合植被緩沖帶結構功能及凈化機理的研究綜述［J］］. 中國水土保持，2013(6):16-20.

［5］ 曾立雄，黃志霖，肖文發(fā)，等. 河岸植被緩沖帶的功能及其設計與管理［J］.林業(yè)科學，2010，46(2):128-133.

［6］ 魯如坤.土壤農業(yè)化學分析方法［M］.北京:中國農業(yè)科技出版社，1999:146-163，269.

［7］ 鮑士旦.土壤農化分析［M］. 北京:中國農業(yè)出版社，1986:33-53.

［8］ 劉鳳枝，馬錦秋.土壤監(jiān)測分析實用手冊［M］. 北京:化學工業(yè)出版社，2012.

［9］ 林先貴.土壤微生物研究原理與方法［M］.北京:高等教育出版社，2009:39-60.

［10］ 張強，魏欽平，齊鴻雁，等. 北京果園土壤營養(yǎng)狀況和微生物種群調查分析［J］.中國農學通報，2009，25(1):162-167.

［11］ 劉建泉.影響東大河林區(qū)青海云杉林物種多樣性的因素［J］.草業(yè)科學，2015，32(1):28-35.

［12］ 李春江.湖泊緩沖帶三種不同類型草林復合系統(tǒng)生態(tài)效益評價［D］.上海:東華大學，2015.

［13］ 全國土壤普查辦公室.中國土壤普查技術［M］.北京:農業(yè)出版社，1992.

［14］ 胡克林，李保國，林啟美，等. 農田土壤養(yǎng)分的空間變異性特征［J］.農業(yè)工程學報，1999，15(3):33-38.

［15］ 郝艷，劉君昂，周國英，等.不同撫育措施對油茶林土壤養(yǎng)分、微生物及酶活性的影響［J］. 林業(yè)資源管理，2008(6):97-101.

［16］ 莫小香，葉功富，游水生，等. 海岸退化沙地不同植被恢復模式的土壤微生物量及其與土壤養(yǎng)分的關系［J］. 福建林學院學報，2013，33(2):146-150.

［17］ 呂桂芬，吳永勝，李浩，等. 荒漠草原不同退化階段土壤微生物、土壤養(yǎng)分及酶活性的研究［J］. 中國沙漠，2010，30(1):104-109.

［18］ 陳浮，濮勵杰，曹慧，等.近20年太湖流域典型區(qū)土壤養(yǎng)分時空變化及驅動機理［J］.土壤學報，2002，39(2):236-245.

［19］ 王長庭，龍瑞軍，王根緒，等. 高寒草甸群落地表植被特征與土壤理化性狀、土壤微生物之間的相關性研究［J］. 草業(yè)學報，2010，19(9):25-34.

［20］ 蔣文偉，周國模，余樹全，等. 安吉山地主要森林類型土壤養(yǎng)分狀況的研究［J］.水土保持學報，2004，18(4):73-76.

［21］ BARTH R C，KLEMMEDSON J O. Shrub-induced spatial patterns of dry matter，nitrogen and organic carbon［J］. Soil Science Society of America Journal，1978，42:804-809.

［22］ 常超，謝宗強，熊高明.三峽庫區(qū)不同植被類型土壤養(yǎng)分特征［J］.生態(tài)學報，2009，29(11):5978-5985.

［23］ ANGELONI N L，JANKOWSKI K J，TUCHMAN N C，et al.Effects of an invasive cattail species (Typha × glauca)on sediment nitrogen and microbial community composition in a freshwater wetland［J］. FEMS Microbiology Letters，2006，263(1):86-92.

［24］ VOSSBRINCK C R，COLEMAN D C，WOOLLEY T A.Abioticandbioticfactorsinlitterdecompositioninasemiaridgrassland［J］.Ecology，1979，60(2):265-271.

［25］ ROY S，SINGH J S. Consequences of habita the terogeneity for availability of nutrients in a dry tropical forest［J］. Journal of Ecology，1994，82(3):505-509.

［26］ KIEFT T L，WILCH E，OCONNOR K，et al. Survival and phospholipid fatty acid profiles of surface and subsurface bacteria in natural sediment microcosms［J］. Applied and Environmental Microbiology，1997，63(4):1531-1542.

［27］ 趙帥，張靜妮，賴欣，等. 放牧與圍欄內蒙古針茅草原土壤微生物生物量碳、氮變化及微生物群落結構PLFA 分析［J］.農業(yè)環(huán)境科學學報，2011，30(6):1126-1134.

［28］ 熊好琴，段金躍，張新時.圍欄禁牧對毛烏素沙地土壤理化特征的影響［J］.干旱區(qū)資源與環(huán)境，2012，26(3):12-157.

［29］ 李春艷，李傳榮，許景偉，等.泥質海岸防護林土壤微生物、酶與土壤養(yǎng)分的研究［J］. 水土保持學報，2007，21(1):156-159.

［30］ 斯貴才，袁艷麗，王建，等. 圍封對當雄縣高寒草原土壤微生物和酶活性的影響［J］.草業(yè)科學，2015，32(1):1-10.

［31］ 趙吉，廖仰南，張桂枝，等. 草原生態(tài)系統(tǒng)的土壤微生物生態(tài)［J］.中國草地，1999(3):57-67.

［32］ 張偉華，關世英，李躍進. 不同牧壓強度對草原土壤水分、養(yǎng)分及其地上生物量的影響［J］. 干旱區(qū)資源與環(huán)境，2000，14(4):61-64.

［33］ 薛立，吳敏，徐燕，等. 幾個典型華南人工林土壤的養(yǎng)分狀況和微生物特性研究［J］.土壤學報，2005，42(6):1017-1023.

［34］ 王樹力，袁偉斌，楊振.鏡泊湖區(qū)4 種主要森林類型的土壤養(yǎng)分狀況和微生物特征［J］. 水土保持學報，2007，21(5):50-54.

［35］ BURKE D J，WEINTRAUB M N，HEWINS C R，et al.Relationship between soil enzyme activities，nutrient cycling and soil fungal communities in a northern hardwood forest［J］. Soil Biology ＆ Biochemistry，2011，43:795-803. ?