胡景田，馬琨，王占軍，何建龍

(1.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏銀川750021;2.寧夏農(nóng)林科學(xué)院荒漠化治理研究所，寧夏銀川750002)

寧夏中衛(wèi)市環(huán)香山地區(qū)梁峁起伏，溝壑縱橫，具有典型的黃土丘陵地貌類型，當(dāng)?shù)剞r(nóng)民將洪積扇(干旱、半干旱地區(qū)暫時(shí)性山地水流出山口堆積形成的扇形地貌)上沖刷下來的砂礫石拉到坡耕地、荒地、山地斜坡上，鋪蓋10—20 cm的砂層，形成能夠種植農(nóng)作物的壓砂地[1]，逐步發(fā)展成為我國種植區(qū)域最為集中、連片規(guī)模最大的無公害壓砂西瓜甜瓜生產(chǎn)基地[2]。壓砂作為特殊的耕作方式，受到國內(nèi)外學(xué)者的關(guān)注，許多研究表明，壓砂地具有減少蒸發(fā)和徑流，提高水分的入滲和土壤溫度，阻止水土流失和土壤的次生鹽漬化的作用[3-8]，砂田能有效地協(xié)調(diào)水、肥、氣、熱的矛盾，有利于作物的高產(chǎn)、穩(wěn)產(chǎn)和早熟[6-7，9-11]。寧夏中衛(wèi)環(huán)香山地區(qū)，對(duì)西瓜品種、栽培和高產(chǎn)等研究較多[12]，而壓砂對(duì)土壤的影響研究較少，許強(qiáng)等人對(duì)其砂田水熱及減塵效應(yīng)、肥力演變特征進(jìn)行了初步研究[13-14]，未見壓砂覆蓋對(duì)土壤生物學(xué)性質(zhì)的研究報(bào)道。本文就不同壓砂年限荒地壓砂地土壤微生物區(qū)系、酶活性和理化性狀進(jìn)行研究，分析其壓砂地土壤微生物區(qū)系、酶活性和理化性狀的變化規(guī)律，為壓砂地的持續(xù)利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 采樣地概況

荒地壓砂樣地(105°09′E，37°03′N)位于寧夏中衛(wèi)市香山鄉(xiāng)，海拔為1 760～1 772 m，地處騰格里沙漠的邊緣地帶，原始景觀為干草原—荒漠草原;氣候?qū)儆诟珊蛋敫珊颠^渡帶。降水稀少，蒸發(fā)強(qiáng)烈:年平均降水量為247.4 mm，而且降水分布不均衡，集中于7—9月，多為陣雨或暴雨，年均蒸發(fā)量在2 100～2 400 mm之間，約是降水量的7～8倍，是全國最干旱的地方之一;有效積溫高，晝夜溫差大:年均溫6.8℃，≥10℃的有效積溫2 332.05℃，年平均太陽總輻射量567.09 kJ/cm2。晝夜溫差在12℃～16℃，無霜期140～170 d。

1.2 樣品采集

選取荒地陽坡不同壓砂年限種植田塊作為典型樣地 :3 a(西瓜)，8 a(西瓜)，15 a(油葵)，25 a(西瓜)，砂地厚度為10—20 cm，并以鄰近未壓砂無種植作為荒地對(duì)照。

采用土鉆法，按梅花型方式設(shè)點(diǎn)10個(gè)，采取砂下層土壤，按0—20，20—40 cm分層采集土樣，樣品自然風(fēng)干后剔除雜質(zhì)、磨細(xì)、過篩、裝瓶后供化學(xué)性質(zhì)測(cè)定和酶活性分析;同時(shí)采集0—20，20—40 cm新鮮土樣0℃～4℃保存供微生物量測(cè)定，48 h內(nèi)測(cè)定。取土后把10重復(fù)的土壤分層均勻混合;采集0—20，20—40 cm環(huán)刀樣品供土壤容重、田間持水量測(cè)定。采樣時(shí)間為2008年7月19日，是作物生長旺盛時(shí)期，樣地?zé)o人工施肥，天然降水補(bǔ)給水分。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法

(1)微生物區(qū)系。細(xì)菌、真菌及放線菌采用稀釋平板計(jì)數(shù)法測(cè)定，分別用牛肉膏蛋白胨瓊脂、馬鈴薯—蔗糖瓊脂(PDA)、改良高氏1號(hào)作為培養(yǎng)基[15]。將涂好平板的培養(yǎng)皿放入28℃的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，細(xì)菌培養(yǎng)2～3 d，真菌培養(yǎng)3～5 d，放線菌培養(yǎng)5～7 d。每處理4個(gè)重復(fù)。

(2)土壤酶活性分析和理化性質(zhì):每處理3個(gè)重復(fù)，風(fēng)干樣測(cè)定。土壤脲酶活性采用苯酚—次氯酸鈉比色法測(cè)定，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法，堿性磷酸酶活性采用磷酸苯二鈉比色法，比色使用UV759S紫外可見分光光度計(jì)[16]。土壤容重、田間持水量采用環(huán)刀測(cè)定法，土壤含水量采用烘干法，機(jī)械組成采用比重計(jì)測(cè)定法，有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法，全氮采用K-370凱氏定氮儀，堿解氮采用堿解擴(kuò)散法，全磷采用HClO4—H2SO4鉬銻抗比色法，速效磷采用0.5 mol/L NaHCO3浸提—鉬銻抗比色法，速效鉀采用NH4OAc浸提—火焰光度法，全鹽采用電導(dǎo)法，pH 采用電位法[17]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)用 Excel，SPSS15.0和SAS8.2軟件進(jìn)行分析，采用Duncan's新復(fù)極差法進(jìn)行多重比較，并進(jìn)行相關(guān)性分析和主成分分析，結(jié)果表示為mean±sd。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤微生物區(qū)系的分布

對(duì)照是未壓砂無種植地，3，8，15，25 a分別為3，8 ，15，25 a壓砂地年限。

砂田耕作主要是耖砂，目的是疏松砂層，破除板結(jié)，消除雜草。一般說來，新砂田[18](20 a)(根據(jù)鋪壓年限)一年內(nèi)耖l～2次;中砂田(20～40 a)砂層含土量增加，一年內(nèi)耖3～5次;休閑的砂田耖5～7次[6]。15 a樣地采用機(jī)械耖砂易使砂土混合，25 a采用牲畜耖砂不易攪動(dòng)砂下土壤。

由表1分析得出，0—20 cm壓砂地和未壓砂地細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量多于20—40 cm。0—20 cm對(duì)照細(xì)菌和真菌的數(shù)量高于壓砂地;除15 a，0—20 cm和20—40 cm壓砂地細(xì)菌和真菌數(shù)量隨著壓砂年限的延長而減少，15 a機(jī)械耖砂促進(jìn)了細(xì)菌和真菌的生長;菌類數(shù)量與土壤含水量、pH值密切相關(guān)。除25 a，0—20 cm壓砂地放線菌的數(shù)量高于對(duì)照，20—40 cm壓砂地放線菌數(shù)量隨著壓砂年限的延長而減少，放線菌生長條件比較復(fù)雜，原因待進(jìn)一步研究。

0—20 cm和20—40 cm土壤微生物總數(shù)對(duì)照多于壓砂地，壓砂抑制了菌類的生長。0—20 cm壓砂地微生物總數(shù)隨著壓砂年限的延長而減少。是因?yàn)樵趬荷俺跗冢疅釛l件較好，土壤微生物活性較強(qiáng)，但隨著壓砂年限的延長，砂田的蓄水保墑及增溫效應(yīng)的逐漸降低，土壤緊實(shí)，通氣性較差，土壤微生物活性減弱。土壤微生物總數(shù)以細(xì)菌最多，放線菌次之，真菌只占總數(shù)的極少一部分。0—20 cm細(xì)菌占微生物總數(shù)的61.26%～85.23%，放線菌占總數(shù)的14.44%～38.61%，真菌占總數(shù)的0.12%～0.38%;20—40 cm細(xì)菌占微生物總數(shù)的78.19%～93.24%，放線菌占總數(shù)的6.58%～21.57%，真菌占總數(shù)的0.18%～0.83%。0—20 cm 和20—40 cm放線菌/細(xì)菌的比例對(duì)照最低，為16.95%和7.05%，8 a最高為63.03%和27.59%;0—20 cm和20—40 cm真菌與細(xì)菌的比例15 a最高，為0.52%和0.93%，說明壓砂種植改變了菌類比例。

表1 不同壓砂年限對(duì)土壤微生物區(qū)系及酶活性的影響

2.2 壓砂對(duì)土壤酶活性的影響

壓砂地脲酶、過氧化氫酶和堿性磷酸酶活性0—20 cm比20—40 cm高。脲酶是一種分解含氮有機(jī)物的水解酶，是植物氮素營養(yǎng)的直接來源。壓砂地0—20 cm和20—40 cm脲酶活性隨著壓砂年限的延長呈下降趨勢(shì);過氧化物酶能氧化土壤有機(jī)物質(zhì)，在土壤腐殖質(zhì)的形成過程中有重要作用。除15 a，壓砂地0—20 cm過氧化氫酶亦隨著壓砂年限的延長呈上升趨勢(shì)，壓砂地20—40 cm過氧化氫酶活性隨著壓砂年限的延長呈上升的趨勢(shì)。

壓砂種植特殊的耕作方式是盡量避免砂土混合保持地力，耖砂對(duì)20—40 cm擾動(dòng)較少，西瓜須根系大部分留在地下，在微生物作用下腐爛分解產(chǎn)生過氧化氫物。磷酸酶是一種表征土壤磷素生物轉(zhuǎn)化方向和強(qiáng)度的水解酶，使有機(jī)或無機(jī)磷酸鹽轉(zhuǎn)化為植物可吸收磷。

0—20 cm對(duì)照堿性磷酸酶活性高于壓砂地，與土壤含磷量密切相關(guān)。壓砂前8 a，0—20 cm壓砂地脲酶和過氧化氫酶活性高于對(duì)照，壓砂初期，水熱條件利于土壤潛在養(yǎng)分的轉(zhuǎn)移，作物生長處于旺盛時(shí)期，提高了酶活性。

2.3 壓砂對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

由表2分析得出，0—20 cm和20—40 cm壓砂地土壤含水量高于對(duì)照，說明壓砂具有蓄水保墑作用;壓砂各年限土壤含水量差異明顯，與砂土層厚度、覆沙層砂土比和降水時(shí)空分布不均有關(guān);2008年60%的降雨集中在6月和8月，7月干旱少雨，土壤含水量遠(yuǎn)遠(yuǎn)少于田間持水量。0—20 cm土壤容重和砂粒含量比20—40 cm高，0—20 cm土壤含水量和黏粒含量比20—40 cm 低。25 a樣地 0—20 cm 和20—40 cm粉粒和黏粒含量高于15 a，但低于前8 a，與耖砂方式造成的砂土比、砂層厚度和休閑次數(shù)有關(guān)[7]。前15 a樣地0—20 cm和20—40 cm粉粒含量隨著壓砂年限的延長呈下降趨勢(shì)。壓砂地土壤容重和粉粒含量呈先下降后上升的趨勢(shì)，田間持水量呈先上升后下降的趨勢(shì)。壓砂初期，作物生長旺盛，隨著壓砂年限延長，蓄水保墑能力下降，土壤緊實(shí)。

表2 壓砂對(duì)土壤物理性質(zhì)的影響

前8 a樣地0—20 cm和20—40 cm砂粒含量低于對(duì)照，是研究區(qū)地處騰格里沙漠的邊緣地帶，荒地坡度明顯，降水時(shí)空分布不均，干旱季節(jié)土壤水分較低，植被生長較少，干旱多風(fēng)，吹走裸露疏松的地表土，導(dǎo)致土壤沙化;雨季降水多以陣雨或暴雨形式降落，雨水挾帶沖走大量的表層土壤，水土流失嚴(yán)重。

2.4 壓砂對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

由表3分析得出，壓砂地和未壓砂地有機(jī)碳、全氮、堿解氮和速效鉀0—20 cm含量高于20—40 cm。0—20 cm壓砂地速效鉀含量隨著壓砂年限的延長而降低;0—20 cm和20—40 cm前15 a壓砂地有機(jī)碳、全氮和堿解氮含量隨著年限的延長逐年降低，25 a含量普遍高于15 a;0—20 cm前15 a壓砂地全磷和速效磷含量隨著壓砂年限的延長而降低，25 a全磷含量高于其它壓砂年限。說明壓砂連續(xù)種植，無人工施肥，休閑次數(shù)較少或沒有的條件下，土壤肥力下降。0—20 cm和20—40 cm全磷和速效磷對(duì)照含量高于壓砂地，壓砂種植對(duì)土壤潛在養(yǎng)分磷肥釋放遲緩。

表3 壓砂對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

0—20 cm壓砂3 a有機(jī)碳、全氮、堿解氮和速效鉀含量高于對(duì)照，原因是壓砂種植初期，水熱條件較好，砂田潛在養(yǎng)分釋放較快，有效養(yǎng)分含量較對(duì)照略高，還有原因是研究區(qū)特殊的自然地理狀況，風(fēng)蝕、水蝕嚴(yán)重，疏松裸露表層土壤流失。

25 a樣地0—20 cm和20—40 cm有機(jī)碳、全氮、堿解氮高于15 a，但低于3 a。土壤休閑期，沒有作物吸收養(yǎng)分，降水沖刷覆沙層，覆沙層中土壤流失到耕作層，土壤養(yǎng)分增加。農(nóng)彥稱“吃砂要養(yǎng)砂，務(wù)砂如繡花”。砂土混合后，保墑能力降低，造成水土流失。

0—20 cm和20—40 cm壓砂地全鹽含量明顯低于對(duì)照，壓砂保水減蒸，有效地控制了土壤下層的可溶鹽類隨水分蒸發(fā)而上升地表積聚。20—40 cm壓砂地全鹽含量隨著壓砂年限的延長而增加。壓砂地和未壓砂地全鹽0—20 cm含量低于20—40 cm。壓砂3 a樣地0—20 cm和20—40 cm全鹽含量比對(duì)照分別降低91.61%～90.86%。25 a樣地0—20 cm和20—40 cm全鹽、pH值高于其它壓砂年限，應(yīng)種植10～20 a后，改變種植方式，選擇耐旱壓堿植被改善土壤，提高土壤質(zhì)量。

砂地長期免耕，不施肥料，連續(xù)種植10～15 a后肥力衰退，作物產(chǎn)量降低。經(jīng)調(diào)查，荒地砂田一般采用休閑耕作制，一種情況是雨量很少的年份，無人工灌水，土壤墑情太差，播種不能出苗而被迫休閑;另一種情況是連種幾年后，安排休閑1 a或2 a，以便恢復(fù)地力。

15 a在2008年種植油葵，改善種植西瓜作物單一對(duì)土壤養(yǎng)分的影響，延緩地力衰退;25 a砂地輪歇次數(shù)較多，在2008年種植前歇地2 a。

2.5 相關(guān)性分析

0—20 cm土壤微生物區(qū)系、酶活性與土壤理化性狀的相關(guān)分析表明，速效鉀與細(xì)菌，速效磷、全鹽與真菌，田間持水量、全磷與放線菌，有機(jī)碳、堿解氮和pH與脲酶，全氮、全鹽與堿性磷酸酶具有較好的相關(guān)性(表4)。同一樣地0—20 cm土壤含水量和pH值比20—40 cm低，而0—20 cm菌類數(shù)量比20—40 cm多，相關(guān)關(guān)系表明細(xì)菌和真菌與自然含水量呈顯著負(fù)相關(guān)，放線菌也與自然含水量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。土壤含水量的差異是15 a細(xì)菌和真菌數(shù)量比8 a多的重要原因。細(xì)菌與速效磷、全鹽呈顯著正相關(guān)。酶活性0—20 cm比20—40 cm高，相關(guān)關(guān)系表明脲酶與砂粒呈顯著負(fù)相關(guān)，與粉粒和速效鉀呈顯著正相關(guān);過氧化氫酶與自然含水量有顯著正相關(guān)性;堿性磷酸酶與全磷、pH呈顯著正相關(guān)。

表4 0—20 cm土壤微生物區(qū)系、酶活性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)系數(shù)

2.6 綜合效應(yīng)分析

0—20 cm土壤微生物區(qū)系、酶活性、物理性質(zhì)和化學(xué)性質(zhì)主成分分析表明，前3個(gè)主成分Prin1，Prin2，Prin3的貢獻(xiàn)率分別為 37.25%，25.22%和22.01%，累積貢獻(xiàn)率達(dá)84.48%。說明前3個(gè)主成分能基本反映土壤微生物區(qū)系、酶活性和理化性狀信息。它們的表達(dá)式為:

第一主成分表達(dá)式中各指標(biāo)的系數(shù)分別為0.263，0.192，0.073，0.242，-0.082，0.135，0.099，-0.254，0.288 ，-0.145 ，-0.110 ，-0.119 ，0.317 ，0.326 ，0.354 ，0.065，0.332，0.329，0.197，-0.077;第二主成分相應(yīng)的系數(shù)分別為 0.025，0.062，-0.390，-0.291，0.099，0.348，0.140，0.222，-0.199，-0.059，-0.326，0.003，0.027，0.123 ，0.027，0.423，0.142，-0.169 ，0.234，0.334;第三主成分相應(yīng)的系數(shù)分別為-0.304，-0.400 ，-0.119，0.143，0.451，0.171 ，0.040，-0.216，0.204，0.021 ，0.069，0.450，0.235 ，0.171，0.121 ，0.049，-0.131 ，0.032，-0.204 ，0.148。

可看出，0—20 cm第一主成分主要綜合了有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、速效磷和速效鉀的變異信息，第二主成分則綜合了放線菌、堿性磷酸酶、田間持水量、全磷和pH的變異信息，第三主成分則綜合了細(xì)菌、真菌、過氧化氫酶和自然含水量的變異信息。第一主成分的累積方差貢獻(xiàn)率最大，因此壓砂對(duì)土壤養(yǎng)分有很大的影響。

3 結(jié)論

(1)土壤微生物區(qū)系和土壤酶活性與土壤理化性質(zhì)有一定相關(guān)性，可以用來作為土壤肥力的指標(biāo)，評(píng)價(jià)土壤肥力水平和土壤質(zhì)量，但不能用同一種酶活性表征土壤肥力水平[19]。

隨著壓砂年限的增加，土壤微生物總數(shù)減少，前15 a壓砂地有機(jī)碳、全氮和堿解氮含量隨著年限的延長也逐年降低。土壤微生物承擔(dān)著物質(zhì)的轉(zhuǎn)化功能，對(duì)土壤氣候因子、物理和化學(xué)養(yǎng)分組成的變化很敏感，通過其種類、數(shù)量和分布來反映土壤質(zhì)量，通過系統(tǒng)的土壤微生物調(diào)查，可為評(píng)估土壤質(zhì)量提供量化指標(biāo)[20]。

前15 a脲酶、全氮和堿解氮含量隨著壓砂年限的延長呈下降趨勢(shì)。脲酶可用來表征有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化情況。0—20 cm對(duì)照堿性磷酸酶活性、全磷和速磷含量高于壓砂地，相關(guān)性表明，堿性磷酸酶活性與土壤含磷量和pH值密切相關(guān)。

(2)土壤微生物區(qū)系數(shù)量排序?yàn)?細(xì)菌＞放線菌＞真菌，真菌的數(shù)量占菌類總數(shù)小于1%。主要是由于細(xì)菌與放線菌適宜在中性或微堿性的土壤環(huán)境上生長，真菌適宜在酸性土壤生存[21]。0—20 cm和20—40 cm土壤微生物總數(shù)對(duì)照多于壓砂地，壓砂抑制了菌類的生長。

(3)壓砂的生態(tài)效應(yīng)迥異:壓砂地土壤含水量高于未壓砂地，壓砂蓄水保墑，防止土壤沙化。壓砂地全鹽含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于未壓砂地，壓砂抑制了鹽分的上升，有效降低土壤鹽漬化。壓砂連續(xù)種植，長期不施肥，肥力逐年下降，與許強(qiáng)等研究結(jié)果一致[14]。

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