围栏禁牧对高寒草原土壤微生物碳源利用的影响

敬洁, 张梦瑶, 高永恒,3 *

围栏禁牧对高寒草原土壤微生物碳源利用的影响

敬洁1,2, 张梦瑶1, 高永恒1,3 *

1. 中国科学院水利部成都山地灾害与环境研究所, 成都 610041 2. 中国科学院大学，北京 100049 3. 中国科学院成都生物研究所, 成都 610041

为解析围栏禁牧与高寒草原土壤微生物碳源利用的关系, 以藏北高寒草原为对象, 对比研究了5年围栏禁牧和连续自由放牧条件下高寒草原土壤碳氮和微生物碳源利用情况。结果表明: 1)围栏禁牧后, 土壤溶解性有机碳、氮含量分别增加了26.60%和28.13%, 但有机碳和全氮无明显变化; 2)围栏禁牧提高了土壤微生物生物量、土壤酶活性和微生物群落的丰富度指数, 但对微生物群落均匀度和优势度指数无明显影响; 3)围栏禁牧增加了土壤微生物对碳水化合物、氨基酸类、多聚物类和胺类碳源的利用。由此可见, 围栏禁牧最初是通过改变土壤溶解性有机碳氮、微生物活性和群落结构来重塑土壤生态功能, 进而促进受损或退化高寒草原土壤生态系统的恢复。

高寒草原; 围栏禁牧; 土壤碳氮; 土壤微生物; 碳源利用

0 前言

青藏高寒草原位于青藏高原腹心地带, 是在地势高峻、气候寒冷条件下形成的一种耐寒的草地生态系统, 具有极其重要的生态地位[1], 不仅因为它在我国草地类型中分布最广、面积最大, 而且在世界高寒地区也是最为典型的自然生态系统之一[2]。然而随着全球气候变暖, 同时人类活动范围的扩张, 如超载过牧和资源利用强度加剧等, 导致青藏高原高寒草原退化日趋严重[3]。高寒草原退化不仅给青藏高原腹地特色畜牧业的可持续发展带来威胁, 而且也让青藏高原生态环境演变有越加恶劣的趋势[4]。为了改善和恢复受损或退化草原生态系统的结构和功能, 围栏禁牧已被广泛使用于青藏高原高寒草原上[5–6]。围栏禁牧主要是通过解除放牧对植被和土壤产生的压力, 从而改善植物和土壤微生物的生存环境, 进而达到促进草原生态系统的恢复[7]。

土壤微生物群落组成极其复杂, 参与了土壤结构的形成和碳氮等元素的循环过程, 是草原生态系统的重要组成部分, 对维持土壤功能方面有不可替代的重要性。然而围栏禁牧与高寒草原土壤微生物活性的关系并不确定。围栏禁牧可以改善退化高寒草原土壤的理化性质[8], 增加土壤中各类微生物种群数量和各类微生物生物量[9–10], 也可以提高土壤微生物的代谢活性[11], 但也有研究表明围栏禁牧对退化高寒草原土壤微生物量碳氮和微生物活性无显著性变化[12]。土壤微生物对围栏禁牧存在不同的响应方式可能与土壤条件和围栏年限等因素有关[14–15]。尽管如此, 目前有关围栏禁牧与高寒草原土壤微生物碳源利用率的关系鲜有报道。本研究利用Biolog- ECO法探讨了围栏禁牧对高寒草原土壤微生物群落碳源利用的影响, 并分析了其与土壤理化性质的关系, 以期揭示放牧高寒草原禁牧后土壤微生物恢复的可能机制, 为青藏高原草原生态系统利用和管理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于西藏自治区北部的那曲地区申扎县境内(N 30°57′、E 88°42′), 海拔4675 m。该地为典型的高原大陆气候, 日照时间较长, 昼夜温差较大, 1月份的平均气温为-10.1 ℃, 7月份的平均气温为9.6 ℃。年降雨量为300 mm, 降水主要集中在5—9月, 年均太阳辐射为2915.5 h[14]。研究区植被类型以高寒草原为主, 植被盖度约为40%, 试验地土壤主要为寒性旱成土[15], 表层土壤包含91%的砂质土、7%的泥沙和2%的黏土, 试验地的土壤呈碱性。其中优势种植被以紫花针茅()和青藏苔草()为主, 伴生种有矮火绒草()、棘豆()、狼毒()和昆仑蒿()等。

1.2 试验设计与土壤样品采集

1.2.1 样地的选择

研究样地为地势平坦的连续放牧草原及相邻的围栏禁牧草原。自由放牧草原是传统的夏冬两季牧场, 夏季放牧时间为每年的5月至10月, 其余几个月为冬季牧场。放牧家畜为牦牛和藏绵羊, 载畜量约为2头牦牛每公顷[14]。2012年5月在此连续放牧草原建立了16公顷围栏样地, 对放牧草原进行禁牧恢复。因此, 围栏样地的初始植被和土壤条件与放牧样地基本一致。

1.2.2 土壤样品的采集

2017年6月底, 在自由放牧和围栏禁牧样地内分别随机设置3个10 m×10 m的大样方, 在每个大样方内随机选取3个1 m×1 m的小样方。清除土壤表面植被的凋落物层后, 用铁锹取出0—15 cm土壤并清除土壤中肉眼可见杂物, 把每个样方里3个土样混合均匀, 作为1个重复样, 将土样保存在4 ℃低温便携式冰箱里并尽快送回实验室。在实验室过2 mm土壤筛后, 取一部分土样测定土壤含水量、溶解性碳氮和微生物活性; 另取一部分放至通风处自然风干, 测定pH、有机碳、全氮和全磷。

1.3 测定方法

1.3.1 土壤理化性质测定

土壤pH值采用 pH 计测定(水土比 5:1); 土壤含水量(WHC)采用烘干法于65 ℃烘干。

土壤溶解有机碳(DOC)、铵态氮(NH4+-N)、硝态氮 (NO3--N)、总溶解性氮(TDN) 用0.5 mol·L–1的K2SO4溶液浸提后使用 AA3 型流动分析仪测定。其中, 溶解性有机氮(DON)含量为TDN减去NH4+-N 和NO3--N含量, 土壤有机碳(TOC)和全氮(TN)含量采用元素分析仪测定; 全磷(TP)含量采用氢氧化钠碱熔—钼锑抗比色法测定[16]。

1.3.2 土壤酶活性的测定

采用ELISA试剂盒测定培养的土壤磷酸酶()、脲酶()、蔗糖酶()和β—葡萄糖苷酶()活性。具体步骤如下: 称取1 g土壤, 加入9 g的pH 7.2—7.4左右的强磷酸盐缓冲溶液(PBS), 用手工将标本充分混匀, 2—8 ℃条件下2000—3000 r·min–1离心20 min后, 收集上清液。在96孔酶标板的样本孔中加入待测样本50 µL, 然后除空白孔外, 每孔加入辣根过氧化酶(HRP)标记的检测抗100 µL, 用封板膜封住反应孔, 37 ℃恒温箱温育, 60 min后弃去液体, 用洗板机洗板, 然后每孔加入底物 A、B 各50 µL, 37 ℃避光孵育15 min后每孔再加入终止液50 µL, 15 min内在450 nm波长测定各孔的OD值; 通过计算获得各个酶活性的大小(µ·mL–1)。

1.3.3 土壤微生物生物量碳氮测定

土壤微生物生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸-重铬酸钾容量法-外加热法测定[17]; 土壤微生物生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸-开氏-蒸馏法测定[17]。

1.3.4 Biolog-ECO微生物测定

采用BIOLOG微平板进行土壤微生物碳源利用测定, 每个ECO板内有96个小孔, 其中32孔为1个重复, 共计3个重复, 其中, 每个重复包含1个空白对照和31种碳源。在150 mL灭菌三角瓶中装入90 mL 0.85%的无菌NaCl溶液, 放入10 g供试土壤, 后用封口膜封好。在转速为250 r·min–1的振荡仪振荡30 min后静置10 min[18]。之后, 取5 mL上清液加入45 mL无菌水溶液混合均匀, 重复以上过程, 稀释土壤悬浮液的最终浓度至10–3稀释度, 再用8通道移液枪向ECO板各孔加入150 µL土壤稀释液后, 将微平板放入28 ℃的培养箱中避光培养7天[19]。整个培养期内, 每隔24 h通过酶标仪测定OD值后通过公式计算平均颜色变化率(Average Well Color Development, AWCD )的值。

1.4 数据处理

微孔板的颜色变化用单孔颜色平均值()来表示, 小于0.06的值按0处理[20]。=(–)/, 式中,为微平板内每个有碳源孔的吸光度值,为对照孔的吸光度值,为ECO板上碳源的数目, 即=31。若-为负值即设置为0。表征微生物群落碳源利用功能多样性的指数为: Shannon- Wiener丰富度指数、均匀度指数和Simpson指数(常用其变型Gini指数)用于评估优势度:

Shannon 丰富度指数()=–(×)

Shannon 均匀度指数()max=/ln

Gini 优势度指数():=1–2

式中,为孔相对吸光度与整板相对吸光度总和的比值;为颜色变化的孔数。计算多样性指数时只考虑阳性孔。

1.5 数据统计分析

本论文数据采用Excel进行汇总预处理, 采用SPSS 24.0对数据进行单变量方差分析和Pearson相关性分析; 运用SPSS 24.0对围栏禁牧和自由放牧样地间碳源利用类型进行主成分分析(Principal Component Analysis, PCA); 采用Canoco of Windows 5.0软件进行冗余分析(Redundancy analy­sis, RDA), 用以解释围栏禁牧和自由放牧样地土壤生化指标与土壤微生物利用碳源的关系; 图形绘制使用Sigmaplot 12.5软件实现。

2 结果与分析

2.1 土壤理化性质变化

由表1可知, 围栏禁牧样地和自由放牧样地的土壤WHC、DOC和DON含量有显著性差异(< 0.05)。围栏地的WHC、DOC和DON比放牧地分别增加了31.24%、26.60%和28.13%。此外, 围栏地的土壤C:N、TOC和TN含量略高于放牧地, 而围栏地的TP、TDN、NO3--N和NH4+-N含量都是略低于放牧地, 但在放牧和围栏间无明显差异(>0.05) (表1)。

表1 放牧和围栏下的土壤理化性质变化

注: 同行不同小写字母表示不同处理间差异显著(<0.05), 数据为平均值±标准误。

2.2 土壤碳氮与酶活性变化

围栏禁牧显著提高了土壤MBC和MBN含量(<0.05), 围栏地的MBC和MBN含量比放牧地分别增加了20.11%和21.82%(表2)。围栏禁牧样地的土壤脲酶、蔗糖酶和β—葡萄糖苷酶活性比自由放牧样地分别增加了15.83%、26.74%和21.67% (<0.05), 而土壤磷酸酶活性在放牧和围栏间无明显差异(>0.05)。由表3可以看出, 土壤脲酶活性与TDN、DOC和DON呈极显著负相关关系, 和NO3--N呈显著负相关; 土壤蔗糖酶活性和TDN呈极显著负相关关系, 和DOC、DON无显著关系; 土壤磷酸酶活性和TDN、DON和NH4+-N呈极显著负相关; β—葡萄糖苷酶活性和TDN、NO3--N和NH4+-N呈极显著负相关关系。

2.3 土壤微生物平均吸光值变化

由图1可以看出, 整个培养过程中的围栏禁牧和自由放牧样地的土壤微生物群落的AWCD值均呈增长趋势。在培养初的24 h之内土壤AWCD值无明显变化, 随着培养时间延长, 围栏地的AWCD值急剧升高, 进入指数期。总体上看, 围栏禁牧明显提高了土壤微生物群落的AWCD值。

表2 放牧和围栏下土壤微生物生物量碳氮和酶活性的变化

注: 同行不同小写字母表示不同处理间差异显著(<0.05), 数据为平均值±标准误。

表3 土壤酶活性与土壤碳氮含量之间的Pearson相关分析

注: *表示在0.05水平上显著相关, **表示在0.01水平上极显著相关。

图1 土壤微生物的平均吸光度

Figure 1 Average Well Color Development of soil microorganism

2.4 土壤微生物多样性指数分析

由表4可以看出, 土壤微生物的Shannon丰富度指数在自由放牧地和围栏禁牧地间有显著性差异(<0.05), 围栏相比放牧增加了17.21%, 而围栏地的Shannon均匀度指数和Gini优势度指数指标略高于放牧地, 但无显著差异(>0.05)。

2.5 土壤微生物碳源利用率

表5显示, 在常见的31种碳源中, 自由放牧地的土壤微生物主要利用的碳源有D—半乳糖酸γ内酯(D-Galactonic Acid Lactone)、丙酮酸甲酯(Pyruvic Acid Methyl Ester)、D—苹果酸(D-Malic Acid)和衣康酸(Itaconic Acid)等, 多为羧酸类, 这类碳源对PC1的影响较大, 而包含β—甲基—D—葡萄苷(β-Methyl-D-Glucoside)和α—D—葡萄糖—1—磷酸(α-D-Glucose-1-Phosphate)在内的碳水化合物对PC2的影响更大。围栏禁牧地的土壤微生物利用的主要碳源为碳水化合物、氨基酸类、多聚物类和胺类等。其中包含N—乙酰—D—葡萄糖氨(N-acetyl-D- glucosamine)、α—D—乳糖(α-D-lactose)和D—半乳糖醛酸(D-galacturonic acid)等碳水化合物对PC1的影响较大, D—木糖(D-Xylose)、D—纤维二糖(D-cellobiose)和α—D—葡萄糖—1—磷酸(α-D- Glucose-1-Phosphate)等碳水化合物对PC2的影响更大; 包含L—天门冬酰胺(L-asparagine)、L—丝氨酸(L-serine)和L—苏氨酸(L-threonine)等氨基酸类碳源对PC1的影响更大, 其余氨基酸类碳源对PC2的影响较大; 多聚物类的吐温 40(Tween 40)和α—环式糊精(α-cyclodextrin)以及胺类的苯乙胺(Phenethyla­mine)和腐胺(putrescine)等碳源对PC1的影响更大。

表4 土壤微生物群落多样性指数分析

注: 同行不同小写字母表示不同处理间差异显著(<0.05), 数据为平均值±标准误。

表5 土壤微生物对 31 种碳源利用在主成分的载荷值

<0.20.2～0.40.4～0.6>0.6

2.6 土壤理化性质与微生物碳源利用间关系

通过RDA分析可见, 第1轴可以解释77.42%的变量, 第2轴可以解释22.58%的变量(图2)。围栏禁牧主要影响的是土壤DOC、DON、WHC、TP和pH, 而放牧对TDN、NO3--N、NH4+-N、TDN、TN和TOC产生正效应。在放牧下, 利用碳源种类较少, 土壤微生物对碳水化合物和氨基酸类能够利用, 主要为D—半乳糖醛酸()、β—甲基—D—葡萄糖苷()、甘氨酰—L—谷氨酸()和L—苏氨酸()等碳源的微生物; 围栏下的土壤微生物对碳水化合物、氨基酸类、多聚物类和胺类都能利用, 主要为i—赤藓糖醇()、丙酮酸甲酯()、吐温80()、α—环式糊精(α- Cyclodextrin)和腐胺()等土壤微生物活跃。

注: A1, β—甲基—D—葡萄糖苷; A2, D—半乳糖酸—γ—内脂; A3, L—精氨酸; A4, 丙酮酸甲酯; B1, D—木糖; B2, D—半乳糖醛酸; B3, L—天门冬酰胺; B4, 吐温40, C1. i—赤藓糖醇; C2, 2—羟基苯甲酸; C3, L—苯基丙氨酸; C4, 吐温80; D1, D—甘露醇; D2, 4—羟基苯甲酸; D3, L—丝氨酸; D4, α—环式糊精; E1, N—乙酰—D—葡萄糖胺; E2, γ—羟基丁酸; E3, L—苏氨酸; E4, 肝糖; F1,D—葡萄糖胺酸; F2, 衣康酸; F3, 甘氨酰—L—谷氨酸; F4, D—纤维二糖; G1, α—D—葡萄糖—1—磷酸; G2, α—丁酮酸; G3, 苯乙胺; G4, α—D—乳糖; H1, D,L—α—磷酸甘油; H2, D—苹果酸; H3, 腐胺; WJ, 围栏禁牧; FM, 自由放牧。

Figure 2 RDA analysis of the 31 carbon sources used by soil microorganisms

3 讨论

3.1 围栏禁牧对高寒草原土壤理化性质的影响

对连续放牧的高寒草原样地围栏5年后, 显著提高了土壤的WHC、DOC和DON含量, 但土壤的C:N、TN、TP、TOC、TDN、HN4+-N和NO3--N含量无明显变化。研究结果与斯贵才等[9]在当雄高寒草原研究结果一致, 这说明高寒草原土壤的水分含量和可溶性碳氮对短期围栏禁牧具有较高的响应敏感性。土壤可溶性养分的质量分数不仅与土壤含水量有关, 而且和土壤微生物活动联系紧密, 反映了土壤现实供肥能力。与围栏禁牧相比, 放牧家畜采食能够降低草原地表植物覆盖率、加快了土壤水分蒸发, 出现了土壤水含量下降的现象。放牧家畜的采食也能降低枯落物归还土壤的数量和速度, 从而减少了土壤中碳氮的来源和积累[10]。短期围栏禁牧后, 高寒草原土壤有机碳、全氮和全磷没有显著的变化, 与草原土壤系统的变化具有滞后性和容量性(弹性)有关[11]。这些研究结果表明, 短期围栏禁牧能积极改善高寒草原土壤养分有效性, 但对全氮和有机碳的影响有限。

3.2 围栏禁牧对土壤微生物生物量和酶活性的影响

土壤微生物生物量是活的土壤有机质部分, 它承载着固定的土壤养分[13], 土壤微生物量碳氮的高低是衡量土壤生物活性的重要指标。本研究表明, 围栏禁牧可以显著提高土壤微生物生物量, 这与薛亚芳等[10]在青藏高原高寒草甸上的研究结果相似。围栏禁牧提高了土壤养分有效性和保水能力, 从而促进微生物对碳氮的吸收, 显著增加土壤微生物生物量碳氮含量; 相反, 放牧降低草地植被盖度, 进入土壤的枯叶量降低, 土壤有效养分含量随之降低, 微生物利用的有效养分减少, 进而导致微生物碳氮含量降低[14]。

围栏禁牧可通过改善土壤水热状况、土壤质地、微生物活性以及植物根系而影响土壤酶活性[9]。本研究表明, 土壤脲酶活性在围栏和放牧间处理差异显著, 可能的原因是围栏富集了土壤中的氮素, 从而促进微生物对氮的吸收, 用于植物和微生物的吸收利用, 增加了脲酶活性[10]。围栏地的蔗糖酶和β—葡萄糖苷酶活性高于放牧地, 可能与植物根系分泌物有关, 因为围栏可以促进植株根系分泌物, 对微生物活性有刺激作用, 增强了微生物的代谢活性[8–9]。在本研究中, 土壤磷酸酶在围栏和放牧间无明显差异, 反映出土壤磷酸酶对围栏和放牧不敏感。高寒草原土壤酶活性和土壤DOC、TDN、DON、NH4+-N和NO3--N含量呈负相关关系, 可能是由于随着土壤微生物活性增强, 提高了其对土壤有效养分利用而产生的现象[25]。

3.3 围栏禁牧对土壤微生物群落结构的影响

土壤微生物多样性指数可以揭示土壤微生物种类和功能的差异, 用以表征和衡量微生物群落多样性和均一性程度[21]。在本研究中, 围栏禁牧样地的土壤微生物丰富度指数显著高于放牧样地, 表明围栏改变了土壤微生物群落的结构。短期围栏禁牧可以有效增加土壤水分和养分, 改善土壤理化性质, 有利于土壤微生物的聚集与增殖[24]。同时围栏能提高植被覆盖度和地上生物量, 植物的生长有助于植物根际分泌物的产生, 有助于提高微生物活性, 最终促进土壤微生物种群和数量的增加[13]。

3.4 围栏禁牧对土壤微生物碳源利用多样性的影响

AWCD值的大小代表了土壤微生物生命代谢的活跃程度[12]。本研究对土壤微生物群落的AWCD值随时间变化曲线总体上表明, 围栏禁牧样地的土壤微生物群落代谢能力高于自由放牧样地。在培养初期, 无论是自由放牧还是围栏禁牧, 碳源基本未被利用; 而随着培养时间延长, 碳源开始被大幅度利用, 土壤微生物群落代谢增加, 活性加强。本研究结果与张海芳等[26]对内蒙古贝加尔草原土壤微生物功能多样性研究结果相一致, 这说明围栏显著增强了土壤微生物群落代谢活性。围栏条件下可使植被生长加快, 增加了输入土壤的凋落物质量, 从而加快系统养分循环速度, 土壤微生物养分供应增加, 微生物群落代谢活性增强[24]。相反, 放牧家畜的采食使得土壤表面植被减少, 不利于土壤微生物的生长繁殖, 降低土壤微生物群落多样性, 限制了土壤微生物碳代谢能力。另外, 围栏可以促进植株根系分泌物的产生, 微生物可利用碳源增多可增强土壤微生物群落代谢活性[26]。

围栏禁牧和自由放牧样地间不同碳源类型利用率处理的结果存在显著差异。围栏禁牧样地土壤微生物利用碳源丰富, 主要有D—木糖、甘氨酰—L—谷氨酸、N—乙酰—D—葡萄糖氨、L—天门冬酰胺、吐温40和苯乙胺, 主要为碳水化合物、氨基酸类、多聚物类和胺类; 放牧地土壤微生物利用碳源主要有D—半乳糖酸γ内酯、D—苹果酸和丙酮酸甲酯, 多为羧酸类和碳水化合物。围栏禁牧样地土壤微生物与全氮、全磷和有机碳密切相关, 放牧地和硝态氮有关。围栏禁牧解除了放牧家畜对样地植被的采食损伤, 可以较好的保持土壤结构、提高土壤含水量[10], 有利于样地植被生物量的增加, 促使土壤微生物群落结构发生改变[11], 同时植被覆盖度的增加会影响其根系生长, 促进根系分泌更多物质而提高土壤微生物群落碳代谢能力[9]; 土壤团聚体是微生物生长的重要微环境, 通常围栏能提高土壤团聚体数量和直径[27], 改变土壤结构进而也影响到土壤微生物群落特征, 这可能是造成围栏禁牧与自由放牧条件下土壤微生物碳源利用特征不同的另一个重要原因。

4 结论

本文对比研究了连续放牧和围栏禁牧5年后藏北高寒草原土壤碳氮和微生物碳源利用的变化, 发现围栏禁牧显著增加了土壤溶解性有机碳氮含量、酶活性、微生物生物量和多样性指数, 提高了土壤微生物对碳水化合物、氨基酸类、多聚物类和胺类碳源的利用率, 但土壤有机碳和全氮没有显著变化。由此可见, 短期围栏禁牧仅对高寒草原土壤溶解性碳氮和土壤微生物活性产生显著的影响, 这些指标可作为高寒草原恢复早期的指示性指标; 另外, 可通过提高土壤碳水化合物类和氨基酸类等物质含量来修复或重建土壤微生物系统, 促进连续放牧后受损或退化高寒草原生态系统的恢复。

[1] 肖玉, 陈米贵, 周杰, 等. 青藏高原腹地青藏苔草草原不同退化程度的植物群落特征[J]. 应用与环境生物学报, 2014, 20(4): 639–645.

[2] WEN Lu, DONG Shikui, LI Yuanyuan, et al. The effects of biotic and abiotic factors on the spatial heterogeneity of alpine grassland vegetation at a small scale on the Qinghai–Tibet Plateau (QTP), China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2013, 185(10): 8051–8064.

[3] 魏卫东, 刘育红, 马辉, 等. 三江源区高寒草甸土壤与草地退化关系冗余分析[J]. 生态科学, 2018, 37(3): 35–43.

[4] CHRISTIAN O A, NUMA P P. Establishment of two native shrubby species in a degraded soil site in semiarid Central Mexico[J]. Arid Land Research and Management, 2018, 14(2): 1–6.

[5] 肖金玉, 蒲小鹏, 徐长林. 禁牧对退化草地恢复的作用[J]. 草业科学, 2015, 32(1): 138–145.

[6] ROONEY D, KENNEDY N, DEERING L, et al. Effect of Sheep Urine Deposition on the Bacterial Community Structure in an Acidic Upland Grassland Soil[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2006, 72(11): 7231– 7237.

[7] CAYUELA C, LLORENS P, SANCHEZ C E. Effect of biotic and abiotic factors on inter and intra-event variability in stemflow rates in oak and pine stands in a Mediterranean mountain area[J]. Journal of Hydrology, 2018, 32(5): 560–572.

[8] 翟文婷, 陈懂懂, 李奇, 等. 放牧强度对环青海湖地区高寒草原土壤微生物群落碳代谢特征的影响[J]. 应用与环境生物学报, 2017, 23(4): 685–692.

[9] 斯贵才, 袁艳丽, 王建, 等. 围封对当雄县高寒草原土壤微生物和酶活性的影响[J]. 草业科学, 2015, 32(1): 1–10.

[10] 薛亚芳, 宗宁, 何念鹏, 等. 长期围封和自由放牧对高寒草甸土壤微生物群落结构及碳源代谢多样性的影响[J]. 应用生态学报, 2018, 29(8): 2705–2712.

[11] 尹亚丽, 王玉琴, 李世雄, 等. 围封对退化高寒草甸土壤微生物群落多样性及土壤化学计量特征的影响[J]. 应用生态学报, 2019, 30(1): 127–136.

[12] NIU Decao, JIANG Shigao, QIN Yan, et al. Effects of grazing and fencing on soil microorganisms and enzymes activities[J]. Pratacultural Science, 2013, 30(4): 528–534.

[13] 苏淑兰, 李洋, 王立亚, 等. 围封与放牧对青藏高原草地生物量与功能群结构的影响[J]. 西北植物学报, 2014, 34(8): 1652–1657.

[14] 洪江涛, 吴建波, 王小丹. 放牧和围封对藏北高寒草原紫花针茅群落生物量分配及碳、氮、磷储量的影响[J]. 草业科学, 2015, 4(26): 49–61.

[15] 吴建波, 王小丹. 围封年限对藏北退化高寒草原植物群落特征和生物量的影响[J]. 草地学报, 2017, 25(2): 261–266.

[16] 乔胜英. 土壤理化实验指导书[M]. 武汉: 中国地质大学出版社, 2012.

[17] 黄懿梅, 安韶山, 曲东, 等. 两种测定土壤微生物量氮方法的比较初探[J]. 植物营养与肥料学报, 2005, 11(6): 124–129.

[18] 郑华, 欧阳志云, 方志国, 等. BIOLOG在土壤微生物群落功能多样性研究中的应用[J]. 土壤学报, 2004, 41(3): 456–461.

[19] 贾夏, 董岁明, 周春娟. 微生物生态研究中Biolog-Eco微平板培养时间对分析结果的影响[J]. 应用基础与工程科学学报, 2013, 21(1): 10–19.

[20] CLASSEN A, BOYLE S, HASKINS K, et al. Community– level physiological profiles of bacteria and fungi: plate type and incubation temperature in fluences on contrasting soils[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2003, 44(3): 319–328.

[21] GANDIWA E, MAKUZA S, BARTELS P. Population and Trophy Quality Trends of Three Gregarious Herbivores in an Insulated Semi-Arid Savanna Ecosystem [J]. Tropical Conservation Science, 2015, 8(2): 424–438.

[22] 苏建红, 朱新萍, 贾宏涛, 等. 围栏封育对巴音布鲁克草原土壤理化性质的影响[J]. 地球环境学报, 2016, 7(5): 501–508.

[23] 王振芬. 三江平原湿地不同土地利用方式对土壤养分及酶活性的影响[J]. 水土保持研究, 2019, 26(2): 43–48.

[24] 朱新萍, 贾宏涛, 蒋平安, 等. 封育对中天山三种类型草地土壤酶活性的影响[J]. 新疆农业大学学报, 2012, 35(5): 409–413.

[25] 张建峰, 庞思娜, 曲同宝. 放牧对松嫩草地羊草群落及土壤微生物群落碳源利用的影响[J]. 草业科学, 2014, 31(8): 1430–1436.

[26] 张海芳, 李刚, 宋晓龙, 等. 内蒙古贝加尔针茅草原不同利用方式土壤微生物功能多样性[J]. 生态学杂志, 2012, 32(5): 1143–1149.

[27] 江仁涛, 李富程, 沈凇涛. 川西北高寒草地退化对土壤团聚体组成及稳定性的影响[J]. 水土保持研究, 2018, 25(4): 36–42.

Effects of enclosure on soil microbial carbon utilization in an alpine steppe

JING Jie1,2, ZHANG Mengyao1, GAO Yongheng1,3,*

1. Institute of Mountain Hazards and Environment, Chinese Academy of Sciences and Ministry of Water Resources, Chengdu 610041, China 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China 3. Chengdu Institute of Biology, Chinese Academy of Sciences, Chengdu 610041, China

In order to understand the effects of enclosure on the utilization of soil microbial carbon source in alpine steppe, the soils under 5-year enclosure and continuous free grazing were sampled to determine soil carbon and nitrogen, and soil microbial carbon source utilization in alpine steppe of the northern Tibet. The results showed that: 1) compared to free grazing, the contents of soil dissolved organic carbon and nitrogen increased by 26.60% and 28.13%, respectively, but there were no significant changes in organic carbon and total nitrogen between enclosure and grazing steppes; 2) enclosure increased soil microbial biomass, soil enzyme activity and microbial richness index, but had no significant impacts on evenness and dominance indexes; 3)enclosure significantly increased the utilization of carbohydrate, amino acid, polymer and amine carbon sources by soil microorganisms. It can be concluded that enclosure reconstructs soil ecological function by changing soil dissolved organic carbon and nitrogen, soil microbial activity, as well as soil microbial community structure firstly, and then promotes the recovery of the damaged or degraded alpine steppe soil ecosystem.

alpine steppe; enclosure; soil carbon and nitrogen; soil microorganism; carbon source utilization

敬洁, 张梦瑶, 高永恒. 围栏禁牧对高寒草原土壤微生物碳源利用的影响[J]. 生态科学, 2021, 40(3): 25–32.

JING Jie, ZHANG Mengyao, GAO Yongheng. Effects of enclosure on soil microbial carbon utilization in an alpine steppe[J]. Ecological Science, 2021, 40(3): 25–32.

10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.03.004

Q935

A

1008-8873(2021)03-025-08

2019-12-27;

2020-01-17

四川省重点研发计划(2018NZ0048); 青海省国际合作项目(2019-HZ-807)

敬洁(1994—), 女, 四川南充人, 硕士研究生, 主要从事草地土壤微生物学研究, E-mail:835605744@qq.com

高永恒(1977—), 男, 甘肃庆阳人, 研究员, 主要从事高寒生态系统与全球变化方面的研究, E-mail: gaoyh@cib.ac.cn