顧繼雄，郭天斗，王紅梅，*，李雪穎，梁丹妮，楊青蓮，高錦月

（1.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏銀川750021；2.西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建教育部重點實驗室，寧夏 銀川750021）

草原生態(tài)系統(tǒng)中灌木的植株密度、蓋度以及生物量增加的現(xiàn)象稱草原灌叢化（shrub encroachment），在過去的160多年里，草原灌叢化普遍發(fā)生在全球干旱半干旱區(qū)域［1］，目前全球有10%～20%的草地已經(jīng)發(fā)生灌叢化［2］。近幾十年灌叢化范圍逐漸擴大，普遍發(fā)生在美洲、澳大利亞、非洲和亞洲等地區(qū)［3］。在北美，約有3.3×108hm2的非林地發(fā)生灌叢化，以每年0.2%～0.5%的速度擴張［4］，澳洲地區(qū)灌木面積則以每年0.4%～1.2%的速度擴張［5］，南非的稀樹草原地區(qū)也約有1.3×107hm2發(fā)生灌叢化［6］，而在我國，大約90%的天然草地存在不同程度的退化，內(nèi)蒙古、青藏高原地區(qū)以及荒漠草原均出現(xiàn)不同程度草原灌叢化［7］，其中荒漠草原屬于草原中最為旱生的類型，是由草原向荒漠過渡的一類生境條件較為復(fù)雜而脆弱的過渡性草原生態(tài)系統(tǒng)，該生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性差，對全球變化的響應(yīng)十分敏感［8］，除了響應(yīng)干旱氣候變化的自然灌叢擴張，荒漠草原一些地區(qū)為了加速植被恢復(fù)，人為引入大量灌叢進行植被恢復(fù)，其結(jié)果只是加速了該地區(qū)荒漠草原灌叢化進程［9］。

草原灌叢化現(xiàn)象被國內(nèi)外學(xué)者廣泛關(guān)注，探究其形成機制和對生態(tài)系統(tǒng)的影響，主要集中于灌木與草本之間的競爭關(guān)系，灌叢化形成機制對土壤性質(zhì)、生物群落結(jié)構(gòu)與功能的響應(yīng)以及探討如何控制灌叢化進程的方法等［10］。Sala等［2］通過對草地-林地轉(zhuǎn)變過程研究認為全球氣候變暖、CO2濃度升高、放牧家畜數(shù)量的增加、干旱和降水格局改變以及火燒等因子影響，加快了草原灌叢化演變進程［1］，草原灌叢化打破了草原生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)態(tài)，造成了草原生態(tài)系統(tǒng)的景觀、水文、產(chǎn)品與服務(wù)性功能及生物多樣性的變化，改變了植物-動物-土壤-微生物之間能量流動與營養(yǎng)循環(huán)，引起地表植物群落組成、土壤碳氮及水分異質(zhì)性的改變［11］，而土壤微生物作為生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，在土壤有機質(zhì)和土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化與循環(huán)中起著重要作用，具有巨大的生物化學(xué)活性［12］。陳香等［13］基于文獻計量對國內(nèi)外30年來土壤微生物進行研究分析，表明土壤微生物研究主要集中于其參與土壤有機質(zhì)分解、污染的降解和修復(fù)、碳氮養(yǎng)分循環(huán)、植物-微生物相互作用機理等方面，其中土壤酶是具有高度催化作用的生物催化劑，能夠表征土壤中碳、氮等養(yǎng)分的循環(huán)狀況，有效地推動和參與土壤中一切生物化學(xué)反應(yīng)過程［14］，是植物與土壤養(yǎng)分之間相互聯(lián)系的關(guān)鍵紐帶，在土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)、能量流動和信息傳遞方面扮演著重要角色［15］，但其活性易受外界溫度、pH等影響，在一定程度上可反映土壤中生物代謝和物質(zhì)轉(zhuǎn)化狀況［16］。草原生態(tài)系統(tǒng)由于人類過度放牧、開發(fā)以及全球氣候變化出現(xiàn)生產(chǎn)力明顯下降，草原面貌也逐漸向裸露化、荒漠化、鹽堿化及沙漠化發(fā)展［8］。Li等［17］在對內(nèi)蒙古灌木入侵對草原土壤微生物群落影響的研究表明，沃島內(nèi)的土壤有機質(zhì)、碳氮含量以及微生物都明顯高于灌叢外。韋應(yīng)莉等［18］在高寒灌叢草地采用磷脂脂肪酸（phospholipid fatty acids，PLFA）分析方法研究了不同放牧和圍封對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)特征的響應(yīng)，結(jié)果表明，過度放牧?xí)档臀⑸锘钚院蛿?shù)量，圍封有利于微生物群落結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定。

基于此，本研究以寧夏東部荒漠草原灌叢引入形成的近30年的典型草地-灌叢地鑲嵌體為對象，選取其內(nèi)部的荒漠草原、草地邊緣、灌叢地邊緣、灌叢地作為轉(zhuǎn)變樣地，并通過對各樣地微生境（植從、空斑）土壤特性、土壤微生物數(shù)量、微生物生物量及其酶活性等指標的觀測，開展荒漠草原向灌叢地人為轉(zhuǎn)變過程土壤碳氮與土壤微生物酶活性相關(guān)研究，以期了解轉(zhuǎn)變過程土壤理化性質(zhì)及微生物響應(yīng)特征，為荒漠草原植被恢復(fù)可持續(xù)性提供科學(xué)理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)及樣地選擇

試驗區(qū)位于寧夏回族自治區(qū)鹽池縣荒漠草原，該區(qū)地處寧夏東部，毛烏素沙漠南緣，平均海拔1400 m，年平均氣溫7.6℃，冬季寒冷漫長，風(fēng)大沙多，干旱少雨，年平均降水量為200～300 mm，降水主要集中在7-9月，占全年降水的65%以上，生態(tài)環(huán)境具有過渡性，屬于典型的溫帶大陸性季風(fēng)氣候，導(dǎo)致該地區(qū)生態(tài)環(huán)境相對復(fù)雜且脆弱。試驗區(qū)土壤貧瘠，腐殖質(zhì)層比較薄，生產(chǎn)力較低，土壤類型主要為砂質(zhì)土和灰鈣土，植被稀疏單一，以沙生植被為主［9］。主要植物有檸條（Caragana korshinskii）、豬毛蒿（Artemisia scoparia）、刺蓬（Salsola ruthenica）、駱駝蓬（Peganum harmala）、賴草（Leymus secalinus）、砂珍棘豆（Oxytropis racemosa）、長芒草（Stipa bungeana）、蒙古冰草（Agropyron mongolicum）、短花針茅（Stipa breviflora）和牛枝子（Lespedeza potaninii）等。選取寧夏東部人為灌叢引入形成的典型荒漠草原-灌叢地典型鑲嵌區(qū)域，分別確定荒漠草地（desert grassland，DG）、草地邊緣（grassland edge，GE）、灌叢邊緣（shrubland edge，SE）及灌叢地（shrubland，SL）4個研究樣地，分別代表荒漠草原向灌叢地人為轉(zhuǎn)變的不同階段。其中，荒漠草原于2003年實施圍欄封育，灌叢地為20世紀90年代人工栽種的檸條灌叢林地，間距6 m，具體樣地概況見表1。

表1 樣地概況Table 1 Descriptions of study sites

1.2 采樣方法

本研究采樣于植被生長旺盛季節(jié)2019年8月進行，在設(shè)定的4個研究樣地中荒漠草地與草地邊緣樣地內(nèi)分別隨機設(shè)置6個5 m×5 m樣區(qū)，灌叢地邊緣與灌叢地分別于帶內(nèi)帶間各隨機設(shè)置3個5 m×5 m樣區(qū)，為本試驗固定監(jiān)測樣區(qū)。與此同時，在每個樣區(qū)內(nèi)按不同微生境再次分為植叢（vegetation patch，VP）和空斑（bare interspace，BI）進行相關(guān)數(shù)據(jù)的采集。利用土鉆進行土壤樣品采集，采取多點先取樣后混合法，取植叢、空斑各微生境0～20 cm的混合土樣，土樣于植叢冠幅以下、裸露空斑地處隨機采集，各樣地不同微生境各取6個重復(fù)混合土樣，共計48份徹底混合土樣（盡量避免破壞土壤結(jié)構(gòu)），采集的新鮮土樣放入無菌聚乙烯袋即刻密封，放入低溫（4℃）箱中帶回實驗室。將每份土樣分為3份，用于微生物數(shù)量測定的一份土樣立即（4℃下保存不超過24 h）進行分離培養(yǎng)、計數(shù)；剩余的2份土樣于室內(nèi)過2 mm孔徑的篩，除去土壤中可見的植物殘體（如根、莖和葉）及可見的碎石和土壤動物殘體（如螞蟻、蚯蚓等）后保存，其中一份存于4℃冰箱中，用于微生物生物量碳、氮的測定；另一份土樣在室溫條件下自然風(fēng)干后供土壤理化性質(zhì)分析及土壤微生物酶活性測定。

1.3 研究方法

1.3.1 土壤理化性質(zhì)測定 采用烘干法測定土壤含水率（soil moisture，SM）；采用重鉻酸鉀氧化－外加熱法測定土壤有機碳（soil organic carbon，SOC）含量；用VarioELⅢ型元素分析儀測定土壤全碳（total carbon，TC）含量；用凱氏定氮法測定土壤全氮（total nitrogen，TN）含量；用鉬銻抗比色法測定土壤全磷（total phosphorus，TP）含量；用電極電位法測定土壤pH值［19］。

1.3.2 土壤微生物數(shù)量測定 采用馬丁孟加拉紅培養(yǎng)基［蛋白胨5 g、葡萄糖10 g、磷酸二氫鉀1 g、硫酸鎂（MgSO4·7H2O）0.5 g、瓊脂20 g、1/3000孟加拉紅溶液100 mL、蒸餾水1000 mL、氯霉素0.1 g］，以稀釋平板法計數(shù)真菌數(shù)量。即稱取新鮮土樣10 g，在無菌條件下用無菌水配成10-1、10-2、10-3濃度梯度的稀釋懸浮液，取稀釋土壤懸浮液各50μL，接種于盛有滅菌的馬丁孟加拉紅培養(yǎng)基的培養(yǎng)皿中，利用無菌刮刀涂抹均勻。每個濃度設(shè)置3個重復(fù)，恒溫（25℃）培養(yǎng)5～7 d，選取每皿菌落數(shù)為15～150的1個稀釋度統(tǒng)計菌落數(shù)，按公式：菌數(shù)=（菌落平均數(shù)×稀釋倍數(shù)）/干土×100%計數(shù)。

采用改良高氏一號培養(yǎng)基（可溶性淀粉20 g、KNO31 g、K2HPO40.5 g、MgSO4·7H2O 0.5 g、NaCl 0.5 g、Fe-SO4·7H2O 0.01 g、瓊脂20 g、pH 7.4～7.6），以稀釋平板法計數(shù)放線菌數(shù)量。除取10-3、10-4、10-5濃度的稀釋土壤懸浮液各50μL，接種于盛有滅菌的改良高氏一號培養(yǎng)基外，其余同真菌數(shù)量測定方法。恒溫（28℃）培養(yǎng)7～10 d，按上述公式統(tǒng)計菌落數(shù)并計算放線菌數(shù)量。

采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養(yǎng)基（牛肉膏3.0 g、蛋白胨10.0 g、NaCl 5.0 g、瓊脂15～25 g、無菌水1000 mL、pH 7.4～7.6），以稀釋平板法計數(shù)細菌數(shù)量。除恒溫（28℃）培養(yǎng)3 d外，其余同放線菌數(shù)量測定方法［20］。

1.3.3 土壤酶活性測定 采用容量法測定過氧化氫酶活性，采用靛酚藍比色法測定脲酶活性，采用磷酸苯二鈉比色法測定磷酸酶活性，采用比色法測定蔗糖酶活性［21］。

1.3.4 土壤微生物生物量測定 采用K2Cr2O7-H2SO4外加熱法測定土壤微生物量碳（soil microbial biomass carbon，SMBC）含量，采用凱氏定氮法測定土壤微生物量氮（soil microbial biomass nitrogen，SMBN）含量，土樣經(jīng)氯仿熏蒸后用0.5 mol·L-1K2SO4溶液提取。

式中：Ec、En為熏蒸土壤提取液中有機碳、全氮含量；Ec0、En0為未熏蒸土壤提取液中有機碳、全氮含量［22］。

1.4 數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計

采用Excel 2010和SPSS 19.0處理和統(tǒng)計數(shù)據(jù)，采用OriginPro 8作圖，采用植叢和空斑均值加權(quán)平均值和標準偏差來表示野外及室內(nèi)獲得的各樣地觀測指標，并利用One-way ANOVA方差分析，采用Duncan檢驗進行多重比較及不同因子之間的Pearson相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 轉(zhuǎn)變過程土壤理化性質(zhì)響應(yīng)

隨著荒漠草原向灌叢地過渡，0～20 cm土層的土壤水分由荒漠草地的6.84%顯著下降至灌叢地的1.78%（P＜0.05）；土壤有機碳由荒漠草地的8.54 g·kg-1降至灌叢地的5.85 g·kg-1；全碳由荒漠草地的22.67 g·kg-1顯著下降至灌叢地的6.63 g·kg-1（P＜0.05）；全氮由荒漠草地的0.85 g·kg-1顯著下降至灌叢地的0.16 g·kg-1（P＜0.05）；全磷含量由荒漠草地的0.32 g·kg-1降至灌叢地的0.23 g·kg-1；pH變化趨勢不明顯。

轉(zhuǎn)變過程各樣地微生境（圖1）顯示：在荒漠草地，pH含量在植叢和空斑間差異顯著（P＜0.05）外，土壤水分為植叢略小于空斑，土壤有機碳、全碳、全氮、全磷變化均為植叢大于空斑但差異不顯著（P＞0.05）。在草地邊緣，除全氮含量植叢大于空斑外，其余土壤理化性質(zhì)含量均為空斑大于植叢且均無顯著性差異（P＞0.05）。在灌叢邊緣，土壤理化性質(zhì)含量均為植叢大于空斑且均無顯著性差異（P＞0.05）。在灌叢地，除土壤有機碳和pH含量為空斑大于植叢外，其余土壤理化性質(zhì)含量均為植叢大于空斑，且全碳和pH含量在植叢和空斑間具有顯著差異（P＜0.05），其余均無顯著差異（P＞0.05）。

2.2 轉(zhuǎn)變過程土壤微生物數(shù)量響應(yīng)

圖1 轉(zhuǎn)變各樣地植被下和空斑處土壤理化性質(zhì)Fig.1 Soil properties under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

在荒漠草原向灌叢過渡過程中，細菌數(shù)量由荒漠草地的1.70×105cfu·g-1降到灌叢地邊緣的0.67×105cfu·g-1，到灌叢地又恢復(fù)到1.61×105cfu·g-1，先降低后升高，細菌數(shù)量表現(xiàn)為灌叢地略低于荒漠草地（圖2）。真菌數(shù)量由荒漠草地的3.47×101cfu·g-1顯著升高到灌叢地邊緣的4.66×101cfu·g-1，后又恢復(fù)到灌叢地的3.73×101cfu·g-1，呈“下降-上升-再下降”的變化趨勢，真菌數(shù)量表現(xiàn)為灌叢地略高于荒漠草地。放線菌數(shù)量由荒漠草地的2.93×105cfu·g-1顯著降至灌叢地的1.17×105cfu·g-1。

轉(zhuǎn)變過程各樣地微生境中發(fā)現(xiàn)：細菌、真菌以及放線菌數(shù)量均為植叢高于空斑，除灌叢地邊緣細菌含量植叢與空斑無顯著差異外（P＞0.05），其余階段的植叢與空斑間均具顯著差異（P＜0.05）；真菌含量在各樣地植叢與空斑間均具有顯著差異（P＜0.05）；放線菌含量在荒漠草地和灌叢地邊緣的植叢與空斑間存顯著差異外（P＜0.05），其余各樣地植叢與空斑間均無顯著差異（P＞0.05）。

圖2 轉(zhuǎn)變各樣地植被下和空斑處土壤微生物數(shù)量Fig.2 Soil microbes quantities under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

2.3 轉(zhuǎn)變過程土壤微生物量響應(yīng)

在轉(zhuǎn)變過程中，土壤微生物量碳、氮含量分別由荒漠草地的87.66、5.94 mg·kg-1（圖3）顯著下降到灌叢地的9.94、1.85 mg·kg-1（P＜0.05），且在各轉(zhuǎn)變樣地微生境中，除在荒漠草地土壤微生物量碳植叢與空斑內(nèi)存顯著差異外（P＜0.05），其他各樣地SMBC含量植叢內(nèi)也均高于空斑（P＞0.05），土壤微生物量氮在灌叢地植叢與空斑間具顯著差異（P＜0.05），其他各樣地SMBN含量也均為植叢高于空斑（P＞0.05）。

圖3 轉(zhuǎn)變各樣地植被下和空斑處土壤微生物量Fig.3 Soil microbial biomass under vegetation patch and bare interspace in different transition sitesSMBC：土壤微生物量碳Soil microbial biomass carbon；SMBN：土壤微生物量氮Soil microbial biomass nitrogen；下同The same below.

2.4 轉(zhuǎn)變過程土壤酶響應(yīng)

在轉(zhuǎn)變過程中，4種土壤酶活性均呈顯著下降趨勢（P＜0.05）。過氧化氫酶活性由荒漠草地的0.55 mL·g-1·h-1下降到草地 邊緣的0.43 mL·g-1·h-1，而后又上升 到灌叢地邊緣的0.46 mL·g-1·h-1，最后下降到灌叢地的0.25 mL·g-1·h-1（圖4）；堿性磷酸酶活性由荒漠草地的0.71 mg·g-1·d-1下降到草地邊緣的0.45 mg·g-1·d-1，而后又上升到灌叢地邊緣的0.53 mg·g-1·d-1，最后下降到灌叢地的0.35 mg·g-1·d-1；蔗糖酶活性由荒漠草地的36.97 mg·g-1·d-1下降到草地邊緣的34.91 mg·g-1·d-1，而后又上升到灌叢地邊緣的36.08 mg·g-1·d-1，最后下降到灌叢地的34.11 mg·g-1·d-1。過氧化氫酶、堿性磷酸酶和蔗糖酶活性變化均呈波動下降趨勢，荒漠草地顯著高于 灌 叢 地（P＜0.05）。脲 酶 活 性 由 荒 漠 草 地 的10.67 mg·g-1·d-1顯 著 下 降 到 灌 叢 地 的4.84 mg·g-1·d-1（P＜0.05）。

各轉(zhuǎn)變樣地微生境4種土壤酶活性均為表現(xiàn)為植叢大于空斑。除堿性磷酸酶活性在荒漠草地和草地邊緣植叢和空斑差異不顯著外（P＞0.05），堿性磷酸酶和過氧化氫酶活性在轉(zhuǎn)變過程植叢和空斑變化趨勢一致，呈“高-低-高-低”變化，且具顯著差異（P＜0.05）；脲酶活性在各轉(zhuǎn)變樣地植叢和空斑變化趨勢一致，除在荒漠草地植叢和空斑差異不顯著外，其余各樣地均具有顯著差異（P＜0.05）；蔗糖酶活性隨著各樣地轉(zhuǎn)變植叢內(nèi)變化與空斑存在差異，分別呈先升高后降低、先下降后升高變化，但在各個樣地均表現(xiàn)為植叢顯著大于空斑（P＜0.05）。

圖4 轉(zhuǎn)變各樣地植被下和空斑處土壤酶活性特征Fig.4 Soil enzyme activities under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

2.5 轉(zhuǎn)變過程土壤水分、碳氮與土壤微生物特性相關(guān)性

轉(zhuǎn)變過程中土壤水分、全碳和全氮與土壤微生物（放線菌、SMBC、SMBN、過氧化氫酶、脲酶、堿性磷酸酶）存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)平均達到0.700；土壤有機碳、全磷只與SMBC、脲酶存在顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）；土壤pH與土壤微生物無顯著關(guān)系（P＞0.05，表2）。

土壤微生物量碳、氮與放線菌數(shù)量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別達到0.878、0.653，與細菌、真菌數(shù)量均無顯著關(guān)系（P＞0.05，表2）。土壤微生物量碳、氮與過氧化氫酶、脲酶和堿性磷酸酶呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別達到0.790、0.660以上，但土壤微生物量碳與蔗糖酶無顯著關(guān)系（P＞0.05）；土壤微生物量氮卻與蔗糖酶呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05，表2）。

土壤細菌與過氧化氫酶呈負相關(guān)關(guān)系，與脲酶、蔗糖酶和堿性磷酸酶呈正相關(guān)關(guān)系，但均無顯著性差異（P＞0.05）；土壤真菌與蔗糖酶呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)達到0.750以上，與過氧化氫酶、脲酶和堿性磷酸酶無顯著正相關(guān)關(guān)系（P＞0.05）；土壤放線菌與過氧化氫酶、脲酶和堿性磷酸酶呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)達到0.650以上，與蔗糖酶無顯著正相關(guān)關(guān)系（P＞0.05，表2）。

表2 各類指標之間的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis among the various indicators

3 討論

3.1 荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變過程土壤微生物及酶活性特征

荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變過程中土壤三大類微生物（細菌、真菌、放線菌）數(shù)量、微生物生物量（碳、氮）及土壤酶（過氧化氫酶、堿性磷酸酶、脲酶、蔗糖酶）活性差異較大，總體分布趨勢分別為隨著灌叢引入逐漸成為優(yōu)勢種而下降，這可能由于灌叢的引入打破了原有草地生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)態(tài)，造成草本與木本競爭資源［11］，改變了地上、地下生物群落結(jié)構(gòu)，進而改變了土壤微環(huán)境，使土壤微生物的生長與繁衍代謝受到強烈干擾，土壤孔隙度與水穩(wěn)性團聚體降低，引發(fā)土壤導(dǎo)水率、透水和透氣性的下降［18］。植被轉(zhuǎn)變對土壤微生物產(chǎn)生影響，不同植物體內(nèi)氧化酶和水解酶活性存在高低差異，這可能與植物體內(nèi)存在不穩(wěn)定的化合物有關(guān)［23］，植物通過與根系間的微生物互作來利用土壤中的水分、有機碳、SMBC和SMBN等［24］。地上生物的差異會使根系的分泌物也不同，改變了土壤理化特性和局部小氣候，本研究中這些指標的下降趨勢變化與灌叢蓋度的增加，導(dǎo)致草本數(shù)量下降和裸露土壤面積的增加有關(guān)［1］。草本密度和蓋度的下降以及裸露土壤面積的增加，將加劇水土和富營養(yǎng)土壤顆粒的流失，導(dǎo)致土地退化，地理位置、降水量的大小和頻率以及季節(jié)性都會影響土壤的酶活性和養(yǎng)分的有效性［25-26］。細菌、真菌數(shù)量和蔗糖酶活性在灌叢成為優(yōu)勢種后逐漸恢復(fù)為原有水平，這可能與灌木檸條為豆科植物具有根瘤有關(guān)［27］，絲膜菌屬、滑銹傘屬等多出現(xiàn)在林地土壤中，與木本植物形成共生菌根［28］，并且真菌參與纖維素、樹膠和木質(zhì)素等有機物的分解，在腐殖質(zhì)形成過程中扮演著不可替代的作用［29］。在干旱生態(tài)系統(tǒng)中，細菌數(shù)量通常超過真菌數(shù)量［30］，并且在陸地生態(tài)系統(tǒng)中，細菌和真菌共同驅(qū)動著大多數(shù)生物地球化學(xué)循環(huán)［31］。Mueller等［32］利用核糖體RNA基因的高通量測序技術(shù)研究了土壤細菌和真菌對氮沉積的響應(yīng)，結(jié)果表明，細菌與真菌對氮的添加反應(yīng)敏感，細菌對氮的修正顯著增加了25%和30%的有效磷和氮，觀察到孢子蟲的增加可能使得真菌不再受氮和磷的限制，細菌數(shù)量隨氮水平降低而增加。雖然細菌和真菌的代謝底物有所不同，土壤含水量過高或過低均不利于其生存和繁殖代謝［33］，但細菌和真菌都對環(huán)境脅迫具有抵抗性和適應(yīng)性［30］，因此本研究中草地向灌木轉(zhuǎn)變過程中枯落物對細菌和真菌群落穩(wěn)定性具有維持能力，且細菌與真菌對干旱的響應(yīng)更為積極，表現(xiàn)出灌叢地階段的增加，同時王金雙［34］在研究氮沉降背景下枯落物對松嫩草地微生物群落的作用中發(fā)現(xiàn)，枯落物的添加在一定程度上會增加土壤微生物的多樣性和維持細菌與真菌群落自身結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性。然而放線菌數(shù)量卻一直減少，這可能是因為放線菌與酸桿菌之間存在拮抗作用，通常認為放線菌是多共營養(yǎng)菌，而酸桿菌是土壤寡養(yǎng)菌［35］。

3.2 荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變階段不同微生境內(nèi)土壤微生物及酶活性特征

對于荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變階段不同微生境內(nèi)土壤的測定結(jié)果顯示，植叢內(nèi)土壤三大類微生物數(shù)量、土壤微生物生物量及土壤酶活性均大于空斑。這主要是由于灌叢的引入造成土壤結(jié)構(gòu)、土壤養(yǎng)分、土壤濕度、微生物生物量和局部小氣候等的改變，并將有機物集中于其樹冠之下和周圍草本的土壤中，從而改變了養(yǎng)分的循環(huán)和空間分布格局，產(chǎn)生所謂的“沃島”效應(yīng)［36］。研究結(jié)果顯示，灌木引入后土壤水分、有機碳、全碳、全氮、全磷、微生物生物量都下降，說明灌叢的引入加速了土壤的侵蝕與空斑化，降低了草地植被的均一性，然而裸露的地表在光照和大風(fēng)影響下，會增加土壤水分的蒸發(fā)，阻止有機碳、氮的吸收、氨化以及反硝化等過程，導(dǎo)致土壤養(yǎng)分流失［37］。然而，水和風(fēng)也會攜帶養(yǎng)分、地表枯落物及草本種子，將其聚集到灌叢下方，導(dǎo)致冠層周圍土壤的滲透能力和肥力提高，加強了灌叢根際土的土壤資源，而裸露的空斑土壤更加貧瘠［38］。Liao等［39］研究草地木本植物引入對土壤微生物生物量的響應(yīng)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，木本冠層根際土中土壤微生物生物量更大是由土壤有機碳和全氮在木本中的積累，同時也受到木本植物遮蓋所引起的小氣候變化的影響。通常認為植物是干旱生態(tài)系統(tǒng)中的“肥力島”，而根際的土壤水分、有機質(zhì)、枯落物、有機碳、微生物生物量較高［40］，加之根系分泌物均與土壤微生物和酶活性有關(guān)［41］，植被下的水解酶活性高于空斑土壤［25］，土壤微生物是分解枯落物的驅(qū)動力，而土壤水分、有機質(zhì)、枯落物、微生物生物量又作為酶的反應(yīng)底物，導(dǎo)致灌叢下方根際土壤微生物和酶相比空斑裸露土壤更加活躍。灌木與草本相比，有更龐雜的根系，吸附碳、氮和水分的能力也更強，灌木叢周圍吸收養(yǎng)分，供給自身和灌叢下方的草本以及微生物和土壤動物，使得灌叢周圍的土壤微生物和酶比裸露貧瘠空斑內(nèi)更多，通過土壤微生物和酶加速其凋落物的分解再利用，形成灌叢周圍養(yǎng)分循環(huán)［42］。Mueller等［32］利用核糖體RNA基因的高通量測序技術(shù)研究了土壤細菌和真菌對氮沉積的響應(yīng)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，細菌和真菌群落的豐富度與微生境的變化有關(guān)，細菌與真菌對氮的添加反應(yīng)強烈。Li等［43］研究了中國北方科爾沁地區(qū)小葉錦雞兒（Caragana microphylla）灌叢入侵對土壤理化性質(zhì)的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，灌叢斑塊植叢下方土壤有機碳和全氮含量比裸露空斑分別高23%～32%、14%～27%，并且灌叢斑塊植叢下方土壤持水能力更強。Parizek等［44］研究了巴塔哥尼亞東北部灌叢入侵對土壤的侵蝕，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，灌叢斑塊植叢下方的土壤有機質(zhì)含量、土壤微生物量高于裸露空斑，并且灌叢的入侵加重了草地斑塊土壤的侵蝕程度。

3.3 荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變過程土壤微生物數(shù)量、微生物生物量以各類酶活性間的相互關(guān)系

荒漠草原向灌叢地轉(zhuǎn)變過程土壤微生物數(shù)量、微生物生物量和各種酶活性之間存在不同程度的相關(guān)性，這也恰恰反映土壤內(nèi)部的復(fù)雜性。放線菌與SMBC、SMBN、過氧化氫酶、堿性磷酸酶及脲酶之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，這可能與土壤微生物參與土壤有機質(zhì)和礦物質(zhì)的分解、腐殖質(zhì)的合成、土壤團聚體的形成以及土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化有關(guān)［12］。SMBC、SMBN與過氧化氫酶、堿性磷酸酶及脲酶之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，表明土壤酶參與了SMBC和SMBN轉(zhuǎn)化過程［15］。土壤有機質(zhì)和枯落物的分解速率與微生物活性存在關(guān)聯(lián)［45］，灌叢引入使枯落物成分改變，導(dǎo)致土壤微生物和酶分解速率降低，造成荒漠草地的養(yǎng)分循環(huán)和有機質(zhì)周轉(zhuǎn)變慢，Mikutta等［46］研究發(fā)現(xiàn)，茂盛木本的枯落物和根系含有脂肪族生物聚合物，使其微生物更難分解，降低了土壤有機質(zhì)的輸入，同時造成土壤微生物效率下降。土壤微生物是依靠多種胞外酶將復(fù)雜有機質(zhì)轉(zhuǎn)化為可直接利用的養(yǎng)分［47］，其中土壤微生物和酶活性受降水量的波動強烈，土壤水分驅(qū)動著植物的生產(chǎn)，影響土壤的氮礦化、有機質(zhì)轉(zhuǎn)化和碳損失［48］，而當(dāng)灌叢引入降低了土壤水分，草本枯落物減少進而使酶活性也隨之降低［41］，最終降低了土壤有機碳、SMBC、SMBN。Liao等［39］等研究草地木本植物引入對土壤微生物生物量的響應(yīng)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，木本枯落物SMBC/SOC隨木本年齡的增加而降低，單位SOC支持微生物生物量減少，微生物將有效碳轉(zhuǎn)化成生物量的效率也會降低，說明木本枯落物不如草地枯落物更適合作為微生物基質(zhì)。放線菌、SMBC及SMBN與蔗糖酶之間無顯著相關(guān)性，可能是因為蔗糖酶與真菌之間存在極顯著正相關(guān)關(guān)系所致。在灌叢引入的荒漠草原上土壤微生物可利用營養(yǎng)元素輸入的改變也可能是造成微生物變化的原因?？梢?，土壤微生物數(shù)量、微生物生物量和各種土壤酶之間存在相互耦合作用，并且相互聯(lián)系和影響。

4 結(jié)論

荒漠草原向灌叢地過渡轉(zhuǎn)變過程，0～20 cm土層的土壤水分、有機碳、全碳、全氮、全磷、放線菌數(shù)量、微生物生物量及土壤酶活性均呈下降趨勢，但土壤pH、細菌數(shù)量和真菌數(shù)量無明顯變化。在轉(zhuǎn)變過程不同微生境中，土壤微生物和酶活性均表現(xiàn)為植叢顯著大于空斑。放線菌數(shù)量、過氧化氫酶、堿性磷酸酶和脲酶活性與微生物量碳、氮呈極顯著正相關(guān)，細菌、真菌數(shù)量和蔗糖酶活性與微生物量碳、氮呈正相關(guān)關(guān)系。在荒漠草原向灌叢地（近30年）轉(zhuǎn)變過程中，本研究的測定指標雖存在一定的邊界效應(yīng)，但過渡到灌叢地的相關(guān)指標均顯著低于荒漠草地，表明灌叢引入達到一定年限時則會顯著降低土壤微生物活性。