宁夏东部荒漠草原向灌丛地转变过程土壤微生物响应

顾继雄，郭天斗，王红梅，*，李雪颖，梁丹妮，杨青莲，高锦月

（1.宁夏大学农学院，宁夏银川750021；2.西北退化生态系统恢复与重建教育部重点实验室，宁夏 银川750021）

草原生态系统中灌木的植株密度、盖度以及生物量增加的现象称草原灌丛化（shrub encroachment），在过去的160多年里，草原灌丛化普遍发生在全球干旱半干旱区域［1］，目前全球有10%～20%的草地已经发生灌丛化［2］。近几十年灌丛化范围逐渐扩大，普遍发生在美洲、澳大利亚、非洲和亚洲等地区［3］。在北美，约有3.3×108hm2的非林地发生灌丛化，以每年0.2%～0.5%的速度扩张［4］，澳洲地区灌木面积则以每年0.4%～1.2%的速度扩张［5］，南非的稀树草原地区也约有1.3×107hm2发生灌丛化［6］，而在我国，大约90%的天然草地存在不同程度的退化，内蒙古、青藏高原地区以及荒漠草原均出现不同程度草原灌丛化［7］，其中荒漠草原属于草原中最为旱生的类型，是由草原向荒漠过渡的一类生境条件较为复杂而脆弱的过渡性草原生态系统，该生态系统稳定性差，对全球变化的响应十分敏感［8］，除了响应干旱气候变化的自然灌丛扩张，荒漠草原一些地区为了加速植被恢复，人为引入大量灌丛进行植被恢复，其结果只是加速了该地区荒漠草原灌丛化进程［9］。

草原灌丛化现象被国内外学者广泛关注，探究其形成机制和对生态系统的影响，主要集中于灌木与草本之间的竞争关系，灌丛化形成机制对土壤性质、生物群落结构与功能的响应以及探讨如何控制灌丛化进程的方法等［10］。Sala等［2］通过对草地-林地转变过程研究认为全球气候变暖、CO2浓度升高、放牧家畜数量的增加、干旱和降水格局改变以及火烧等因子影响，加快了草原灌丛化演变进程［1］，草原灌丛化打破了草原生态系统的稳态，造成了草原生态系统的景观、水文、产品与服务性功能及生物多样性的变化，改变了植物-动物-土壤-微生物之间能量流动与营养循环，引起地表植物群落组成、土壤碳氮及水分异质性的改变［11］，而土壤微生物作为生态系统的重要组成部分，在土壤有机质和土壤养分转化与循环中起着重要作用，具有巨大的生物化学活性［12］。陈香等［13］基于文献计量对国内外30年来土壤微生物进行研究分析，表明土壤微生物研究主要集中于其参与土壤有机质分解、污染的降解和修复、碳氮养分循环、植物-微生物相互作用机理等方面，其中土壤酶是具有高度催化作用的生物催化剂，能够表征土壤中碳、氮等养分的循环状况，有效地推动和参与土壤中一切生物化学反应过程［14］，是植物与土壤养分之间相互联系的关键纽带，在土壤生态系统的物质循环、能量流动和信息传递方面扮演着重要角色［15］，但其活性易受外界温度、pH等影响，在一定程度上可反映土壤中生物代谢和物质转化状况［16］。草原生态系统由于人类过度放牧、开发以及全球气候变化出现生产力明显下降，草原面貌也逐渐向裸露化、荒漠化、盐碱化及沙漠化发展［8］。Li等［17］在对内蒙古灌木入侵对草原土壤微生物群落影响的研究表明，沃岛内的土壤有机质、碳氮含量以及微生物都明显高于灌丛外。韦应莉等［18］在高寒灌丛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围封对土壤微生物群落结构特征的响应，结果表明，过度放牧会降低微生物活性和数量，围封有利于微生物群落结构的稳定。

基于此，本研究以宁夏东部荒漠草原灌丛引入形成的近30年的典型草地-灌丛地镶嵌体为对象，选取其内部的荒漠草原、草地边缘、灌丛地边缘、灌丛地作为转变样地，并通过对各样地微生境（植从、空斑）土壤特性、土壤微生物数量、微生物生物量及其酶活性等指标的观测，开展荒漠草原向灌丛地人为转变过程土壤碳氮与土壤微生物酶活性相关研究，以期了解转变过程土壤理化性质及微生物响应特征，为荒漠草原植被恢复可持续性提供科学理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区及样地选择

试验区位于宁夏回族自治区盐池县荒漠草原，该区地处宁夏东部，毛乌素沙漠南缘，平均海拔1400 m，年平均气温7.6℃，冬季寒冷漫长，风大沙多，干旱少雨，年平均降水量为200～300 mm，降水主要集中在7-9月，占全年降水的65%以上，生态环境具有过渡性，属于典型的温带大陆性季风气候，导致该地区生态环境相对复杂且脆弱。试验区土壤贫瘠，腐殖质层比较薄，生产力较低，土壤类型主要为砂质土和灰钙土，植被稀疏单一，以沙生植被为主［9］。主要植物有柠条（Caragana korshinskii）、猪毛蒿（Artemisia scoparia）、刺蓬（Salsola ruthenica）、骆驼蓬（Peganum harmala）、赖草（Leymus secalinus）、砂珍棘豆（Oxytropis racemosa）、长芒草（Stipa bungeana）、蒙古冰草（Agropyron mongolicum）、短花针茅（Stipa breviflora）和牛枝子（Lespedeza potaninii）等。选取宁夏东部人为灌丛引入形成的典型荒漠草原-灌丛地典型镶嵌区域，分别确定荒漠草地（desert grassland，DG）、草地边缘（grassland edge，GE）、灌丛边缘（shrubland edge，SE）及灌丛地（shrubland，SL）4个研究样地，分别代表荒漠草原向灌丛地人为转变的不同阶段。其中，荒漠草原于2003年实施围栏封育，灌丛地为20世纪90年代人工栽种的柠条灌丛林地，间距6 m，具体样地概况见表1。

表1 样地概况Table 1 Descriptions of study sites

1.2 采样方法

本研究采样于植被生长旺盛季节2019年8月进行，在设定的4个研究样地中荒漠草地与草地边缘样地内分别随机设置6个5 m×5 m样区，灌丛地边缘与灌丛地分别于带内带间各随机设置3个5 m×5 m样区，为本试验固定监测样区。与此同时，在每个样区内按不同微生境再次分为植丛（vegetation patch，VP）和空斑（bare interspace，BI）进行相关数据的采集。利用土钻进行土壤样品采集，采取多点先取样后混合法，取植丛、空斑各微生境0～20 cm的混合土样，土样于植丛冠幅以下、裸露空斑地处随机采集，各样地不同微生境各取6个重复混合土样，共计48份彻底混合土样（尽量避免破坏土壤结构），采集的新鲜土样放入无菌聚乙烯袋即刻密封，放入低温（4℃）箱中带回实验室。将每份土样分为3份，用于微生物数量测定的一份土样立即（4℃下保存不超过24 h）进行分离培养、计数；剩余的2份土样于室内过2 mm孔径的筛，除去土壤中可见的植物残体（如根、茎和叶）及可见的碎石和土壤动物残体（如蚂蚁、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、氮的测定；另一份土样在室温条件下自然风干后供土壤理化性质分析及土壤微生物酶活性测定。

1.3 研究方法

1.3.1 土壤理化性质测定 采用烘干法测定土壤含水率（soil moisture，SM）；采用重铬酸钾氧化－外加热法测定土壤有机碳（soil organic carbon，SOC）含量；用VarioELⅢ型元素分析仪测定土壤全碳（total carbon，TC）含量；用凯氏定氮法测定土壤全氮（total nitrogen，TN）含量；用钼锑抗比色法测定土壤全磷（total phosphorus，TP）含量；用电极电位法测定土壤pH值［19］。

1.3.2 土壤微生物数量测定 采用马丁孟加拉红培养基［蛋白胨5 g、葡萄糖10 g、磷酸二氢钾1 g、硫酸镁（MgSO4·7H2O）0.5 g、琼脂20 g、1/3000孟加拉红溶液100 mL、蒸馏水1000 mL、氯霉素0.1 g］，以稀释平板法计数真菌数量。即称取新鲜土样10 g，在无菌条件下用无菌水配成10-1、10-2、10-3浓度梯度的稀释悬浮液，取稀释土壤悬浮液各50μL，接种于盛有灭菌的马丁孟加拉红培养基的培养皿中，利用无菌刮刀涂抹均匀。每个浓度设置3个重复，恒温（25℃）培养5～7 d，选取每皿菌落数为15～150的1个稀释度统计菌落数，按公式：菌数=（菌落平均数×稀释倍数）/干土×100%计数。

采用改良高氏一号培养基（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、琼脂20 g、pH 7.4～7.6），以稀释平板法计数放线菌数量。除取10-3、10-4、10-5浓度的稀释土壤悬浮液各50μL，接种于盛有灭菌的改良高氏一号培养基外，其余同真菌数量测定方法。恒温（28℃）培养7～10 d，按上述公式统计菌落数并计算放线菌数量。

采用牛肉膏蛋白胨琼脂培养基（牛肉膏3.0 g、蛋白胨10.0 g、NaCl 5.0 g、琼脂15～25 g、无菌水1000 mL、pH 7.4～7.6），以稀释平板法计数细菌数量。除恒温（28℃）培养3 d外，其余同放线菌数量测定方法［20］。

1.3.3 土壤酶活性测定 采用容量法测定过氧化氢酶活性，采用靛酚蓝比色法测定脲酶活性，采用磷酸苯二钠比色法测定磷酸酶活性，采用比色法测定蔗糖酶活性［21］。

1.3.4 土壤微生物生物量测定 采用K2Cr2O7-H2SO4外加热法测定土壤微生物量碳（soil microbial biomass carbon，SMBC）含量，采用凯氏定氮法测定土壤微生物量氮（soil microbial biomass nitrogen，SMBN）含量，土样经氯仿熏蒸后用0.5 mol·L-1K2SO4溶液提取。

式中：Ec、En为熏蒸土壤提取液中有机碳、全氮含量；Ec0、En0为未熏蒸土壤提取液中有机碳、全氮含量［22］。

1.4 数据处理及统计

采用Excel 2010和SPSS 19.0处理和统计数据，采用OriginPro 8作图，采用植丛和空斑均值加权平均值和标准偏差来表示野外及室内获得的各样地观测指标，并利用One-way ANOVA方差分析，采用Duncan检验进行多重比较及不同因子之间的Pearson相关性分析。

2 结果与分析

2.1 转变过程土壤理化性质响应

随着荒漠草原向灌丛地过渡，0～20 cm土层的土壤水分由荒漠草地的6.84%显著下降至灌丛地的1.78%（P＜0.05）；土壤有机碳由荒漠草地的8.54 g·kg-1降至灌丛地的5.85 g·kg-1；全碳由荒漠草地的22.67 g·kg-1显著下降至灌丛地的6.63 g·kg-1（P＜0.05）；全氮由荒漠草地的0.85 g·kg-1显著下降至灌丛地的0.16 g·kg-1（P＜0.05）；全磷含量由荒漠草地的0.32 g·kg-1降至灌丛地的0.23 g·kg-1；pH变化趋势不明显。

转变过程各样地微生境（图1）显示：在荒漠草地，pH含量在植丛和空斑间差异显著（P＜0.05）外，土壤水分为植丛略小于空斑，土壤有机碳、全碳、全氮、全磷变化均为植丛大于空斑但差异不显著（P＞0.05）。在草地边缘，除全氮含量植丛大于空斑外，其余土壤理化性质含量均为空斑大于植丛且均无显著性差异（P＞0.05）。在灌丛边缘，土壤理化性质含量均为植丛大于空斑且均无显著性差异（P＞0.05）。在灌丛地，除土壤有机碳和pH含量为空斑大于植丛外，其余土壤理化性质含量均为植丛大于空斑，且全碳和pH含量在植丛和空斑间具有显著差异（P＜0.05），其余均无显著差异（P＞0.05）。

2.2 转变过程土壤微生物数量响应

图1 转变各样地植被下和空斑处土壤理化性质Fig.1 Soil properties under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

在荒漠草原向灌丛过渡过程中，细菌数量由荒漠草地的1.70×105cfu·g-1降到灌丛地边缘的0.67×105cfu·g-1，到灌丛地又恢复到1.61×105cfu·g-1，先降低后升高，细菌数量表现为灌丛地略低于荒漠草地（图2）。真菌数量由荒漠草地的3.47×101cfu·g-1显著升高到灌丛地边缘的4.66×101cfu·g-1，后又恢复到灌丛地的3.73×101cfu·g-1，呈“下降-上升-再下降”的变化趋势，真菌数量表现为灌丛地略高于荒漠草地。放线菌数量由荒漠草地的2.93×105cfu·g-1显著降至灌丛地的1.17×105cfu·g-1。

转变过程各样地微生境中发现：细菌、真菌以及放线菌数量均为植丛高于空斑，除灌丛地边缘细菌含量植丛与空斑无显著差异外（P＞0.05），其余阶段的植丛与空斑间均具显著差异（P＜0.05）；真菌含量在各样地植丛与空斑间均具有显著差异（P＜0.05）；放线菌含量在荒漠草地和灌丛地边缘的植丛与空斑间存显著差异外（P＜0.05），其余各样地植丛与空斑间均无显著差异（P＞0.05）。

图2 转变各样地植被下和空斑处土壤微生物数量Fig.2 Soil microbes quantities under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

2.3 转变过程土壤微生物量响应

在转变过程中，土壤微生物量碳、氮含量分别由荒漠草地的87.66、5.94 mg·kg-1（图3）显著下降到灌丛地的9.94、1.85 mg·kg-1（P＜0.05），且在各转变样地微生境中，除在荒漠草地土壤微生物量碳植丛与空斑内存显著差异外（P＜0.05），其他各样地SMBC含量植丛内也均高于空斑（P＞0.05），土壤微生物量氮在灌丛地植丛与空斑间具显著差异（P＜0.05），其他各样地SMBN含量也均为植丛高于空斑（P＞0.05）。

图3 转变各样地植被下和空斑处土壤微生物量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 转变过程土壤酶响应

在转变过程中，4种土壤酶活性均呈显著下降趋势（P＜0.05）。过氧化氢酶活性由荒漠草地的0.55 mL·g-1·h-1下降到草地 边缘的0.43 mL·g-1·h-1，而后又上升 到灌丛地边缘的0.46 mL·g-1·h-1，最后下降到灌丛地的0.25 mL·g-1·h-1（图4）；碱性磷酸酶活性由荒漠草地的0.71 mg·g-1·d-1下降到草地边缘的0.45 mg·g-1·d-1，而后又上升到灌丛地边缘的0.53 mg·g-1·d-1，最后下降到灌丛地的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下降到草地边缘的34.91 mg·g-1·d-1，而后又上升到灌丛地边缘的36.08 mg·g-1·d-1，最后下降到灌丛地的34.11 mg·g-1·d-1。过氧化氢酶、碱性磷酸酶和蔗糖酶活性变化均呈波动下降趋势，荒漠草地显著高于 灌 丛 地（P＜0.05）。脲 酶 活 性 由 荒 漠 草 地 的10.67 mg·g-1·d-1显 著 下 降 到 灌 丛 地 的4.84 mg·g-1·d-1（P＜0.05）。

各转变样地微生境4种土壤酶活性均为表现为植丛大于空斑。除碱性磷酸酶活性在荒漠草地和草地边缘植丛和空斑差异不显著外（P＞0.05），碱性磷酸酶和过氧化氢酶活性在转变过程植丛和空斑变化趋势一致，呈“高-低-高-低”变化，且具显著差异（P＜0.05）；脲酶活性在各转变样地植丛和空斑变化趋势一致，除在荒漠草地植丛和空斑差异不显著外，其余各样地均具有显著差异（P＜0.05）；蔗糖酶活性随着各样地转变植丛内变化与空斑存在差异，分别呈先升高后降低、先下降后升高变化，但在各个样地均表现为植丛显著大于空斑（P＜0.05）。

图4 转变各样地植被下和空斑处土壤酶活性特征Fig.4 Soil enzyme activities under vegetation patch and bare interspace in different transition sites

2.5 转变过程土壤水分、碳氮与土壤微生物特性相关性

转变过程中土壤水分、全碳和全氮与土壤微生物（放线菌、SMBC、SMBN、过氧化氢酶、脲酶、碱性磷酸酶）存在极显著的正相关关系（P＜0.01），相关系数平均达到0.700；土壤有机碳、全磷只与SMBC、脲酶存在显著正相关关系（P＜0.05）；土壤pH与土壤微生物无显著关系（P＞0.05，表2）。

土壤微生物量碳、氮与放线菌数量均呈极显著正相关关系（P＜0.01），相关系数分别达到0.878、0.653，与细菌、真菌数量均无显著关系（P＞0.05，表2）。土壤微生物量碳、氮与过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶呈极显著正相关关系（P＜0.01），相关系数分别达到0.790、0.660以上，但土壤微生物量碳与蔗糖酶无显著关系（P＞0.05）；土壤微生物量氮却与蔗糖酶呈显著正相关关系（P＜0.05，表2）。

土壤细菌与过氧化氢酶呈负相关关系，与脲酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶呈正相关关系，但均无显著性差异（P＞0.05）；土壤真菌与蔗糖酶呈极显著正相关关系（P＜0.01），相关系数达到0.750以上，与过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶无显著正相关关系（P＞0.05）；土壤放线菌与过氧化氢酶、脲酶和碱性磷酸酶呈极显著正相关关系（P＜0.01），相关系数达到0.650以上，与蔗糖酶无显著正相关关系（P＞0.05，表2）。

表2 各类指标之间的相关性分析Table 2 Correlation analysis among the various indicators

3 讨论

3.1 荒漠草原向灌丛地转变过程土壤微生物及酶活性特征

荒漠草原向灌丛地转变过程中土壤三大类微生物（细菌、真菌、放线菌）数量、微生物生物量（碳、氮）及土壤酶（过氧化氢酶、碱性磷酸酶、脲酶、蔗糖酶）活性差异较大，总体分布趋势分别为随着灌丛引入逐渐成为优势种而下降，这可能由于灌丛的引入打破了原有草地生态系统的稳态，造成草本与木本竞争资源［11］，改变了地上、地下生物群落结构，进而改变了土壤微环境，使土壤微生物的生长与繁衍代谢受到强烈干扰，土壤孔隙度与水稳性团聚体降低，引发土壤导水率、透水和透气性的下降［18］。植被转变对土壤微生物产生影响，不同植物体内氧化酶和水解酶活性存在高低差异，这可能与植物体内存在不稳定的化合物有关［23］，植物通过与根系间的微生物互作来利用土壤中的水分、有机碳、SMBC和SMBN等［24］。地上生物的差异会使根系的分泌物也不同，改变了土壤理化特性和局部小气候，本研究中这些指标的下降趋势变化与灌丛盖度的增加，导致草本数量下降和裸露土壤面积的增加有关［1］。草本密度和盖度的下降以及裸露土壤面积的增加，将加剧水土和富营养土壤颗粒的流失，导致土地退化，地理位置、降水量的大小和频率以及季节性都会影响土壤的酶活性和养分的有效性［25-26］。细菌、真菌数量和蔗糖酶活性在灌丛成为优势种后逐渐恢复为原有水平，这可能与灌木柠条为豆科植物具有根瘤有关［27］，丝膜菌属、滑锈伞属等多出现在林地土壤中，与木本植物形成共生菌根［28］，并且真菌参与纤维素、树胶和木质素等有机物的分解，在腐殖质形成过程中扮演着不可替代的作用［29］。在干旱生态系统中，细菌数量通常超过真菌数量［30］，并且在陆地生态系统中，细菌和真菌共同驱动着大多数生物地球化学循环［31］。Mueller等［32］利用核糖体RNA基因的高通量测序技术研究了土壤细菌和真菌对氮沉积的响应，结果表明，细菌与真菌对氮的添加反应敏感，细菌对氮的修正显著增加了25%和30%的有效磷和氮，观察到孢子虫的增加可能使得真菌不再受氮和磷的限制，细菌数量随氮水平降低而增加。虽然细菌和真菌的代谢底物有所不同，土壤含水量过高或过低均不利于其生存和繁殖代谢［33］，但细菌和真菌都对环境胁迫具有抵抗性和适应性［30］，因此本研究中草地向灌木转变过程中枯落物对细菌和真菌群落稳定性具有维持能力，且细菌与真菌对干旱的响应更为积极，表现出灌丛地阶段的增加，同时王金双［34］在研究氮沉降背景下枯落物对松嫩草地微生物群落的作用中发现，枯落物的添加在一定程度上会增加土壤微生物的多样性和维持细菌与真菌群落自身结构的稳定性。然而放线菌数量却一直减少，这可能是因为放线菌与酸杆菌之间存在拮抗作用，通常认为放线菌是多共营养菌，而酸杆菌是土壤寡养菌［35］。

3.2 荒漠草原向灌丛地转变阶段不同微生境内土壤微生物及酶活性特征

对于荒漠草原向灌丛地转变阶段不同微生境内土壤的测定结果显示，植丛内土壤三大类微生物数量、土壤微生物生物量及土壤酶活性均大于空斑。这主要是由于灌丛的引入造成土壤结构、土壤养分、土壤湿度、微生物生物量和局部小气候等的改变，并将有机物集中于其树冠之下和周围草本的土壤中，从而改变了养分的循环和空间分布格局，产生所谓的“沃岛”效应［36］。研究结果显示，灌木引入后土壤水分、有机碳、全碳、全氮、全磷、微生物生物量都下降，说明灌丛的引入加速了土壤的侵蚀与空斑化，降低了草地植被的均一性，然而裸露的地表在光照和大风影响下，会增加土壤水分的蒸发，阻止有机碳、氮的吸收、氨化以及反硝化等过程，导致土壤养分流失［37］。然而，水和风也会携带养分、地表枯落物及草本种子，将其聚集到灌丛下方，导致冠层周围土壤的渗透能力和肥力提高，加强了灌丛根际土的土壤资源，而裸露的空斑土壤更加贫瘠［38］。Liao等［39］研究草地木本植物引入对土壤微生物生物量的响应，结果发现，木本冠层根际土中土壤微生物生物量更大是由土壤有机碳和全氮在木本中的积累，同时也受到木本植物遮盖所引起的小气候变化的影响。通常认为植物是干旱生态系统中的“肥力岛”，而根际的土壤水分、有机质、枯落物、有机碳、微生物生物量较高［40］，加之根系分泌物均与土壤微生物和酶活性有关［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驱动力，而土壤水分、有机质、枯落物、微生物生物量又作为酶的反应底物，导致灌丛下方根际土壤微生物和酶相比空斑裸露土壤更加活跃。灌木与草本相比，有更庞杂的根系，吸附碳、氮和水分的能力也更强，灌木丛周围吸收养分，供给自身和灌丛下方的草本以及微生物和土壤动物，使得灌丛周围的土壤微生物和酶比裸露贫瘠空斑内更多，通过土壤微生物和酶加速其凋落物的分解再利用，形成灌丛周围养分循环［42］。Mueller等［32］利用核糖体RNA基因的高通量测序技术研究了土壤细菌和真菌对氮沉积的响应，结果发现，细菌和真菌群落的丰富度与微生境的变化有关，细菌与真菌对氮的添加反应强烈。Li等［43］研究了中国北方科尔沁地区小叶锦鸡儿（Caragana microphylla）灌丛入侵对土壤理化性质的影响，结果发现，灌丛斑块植丛下方土壤有机碳和全氮含量比裸露空斑分别高23%～32%、14%～27%，并且灌丛斑块植丛下方土壤持水能力更强。Parizek等［44］研究了巴塔哥尼亚东北部灌丛入侵对土壤的侵蚀，结果发现，灌丛斑块植丛下方的土壤有机质含量、土壤微生物量高于裸露空斑，并且灌丛的入侵加重了草地斑块土壤的侵蚀程度。

3.3 荒漠草原向灌丛地转变过程土壤微生物数量、微生物生物量以各类酶活性间的相互关系

荒漠草原向灌丛地转变过程土壤微生物数量、微生物生物量和各种酶活性之间存在不同程度的相关性，这也恰恰反映土壤内部的复杂性。放线菌与SMBC、SMBN、过氧化氢酶、碱性磷酸酶及脲酶之间存在极显著正相关关系，这可能与土壤微生物参与土壤有机质和矿物质的分解、腐殖质的合成、土壤团聚体的形成以及土壤养分的转化有关［12］。SMBC、SMBN与过氧化氢酶、碱性磷酸酶及脲酶之间存在极显著正相关关系，表明土壤酶参与了SMBC和SMBN转化过程［15］。土壤有机质和枯落物的分解速率与微生物活性存在关联［45］，灌丛引入使枯落物成分改变，导致土壤微生物和酶分解速率降低，造成荒漠草地的养分循环和有机质周转变慢，Mikutta等［46］研究发现，茂盛木本的枯落物和根系含有脂肪族生物聚合物，使其微生物更难分解，降低了土壤有机质的输入，同时造成土壤微生物效率下降。土壤微生物是依靠多种胞外酶将复杂有机质转化为可直接利用的养分［47］，其中土壤微生物和酶活性受降水量的波动强烈，土壤水分驱动着植物的生产，影响土壤的氮矿化、有机质转化和碳损失［48］，而当灌丛引入降低了土壤水分，草本枯落物减少进而使酶活性也随之降低［41］，最终降低了土壤有机碳、SMBC、SMBN。Liao等［39］等研究草地木本植物引入对土壤微生物生物量的响应，结果发现，木本枯落物SMBC/SOC随木本年龄的增加而降低，单位SOC支持微生物生物量减少，微生物将有效碳转化成生物量的效率也会降低，说明木本枯落物不如草地枯落物更适合作为微生物基质。放线菌、SMBC及SMBN与蔗糖酶之间无显著相关性，可能是因为蔗糖酶与真菌之间存在极显著正相关关系所致。在灌丛引入的荒漠草原上土壤微生物可利用营养元素输入的改变也可能是造成微生物变化的原因。可见，土壤微生物数量、微生物生物量和各种土壤酶之间存在相互耦合作用，并且相互联系和影响。

4 结论

荒漠草原向灌丛地过渡转变过程，0～20 cm土层的土壤水分、有机碳、全碳、全氮、全磷、放线菌数量、微生物生物量及土壤酶活性均呈下降趋势，但土壤pH、细菌数量和真菌数量无明显变化。在转变过程不同微生境中，土壤微生物和酶活性均表现为植丛显著大于空斑。放线菌数量、过氧化氢酶、碱性磷酸酶和脲酶活性与微生物量碳、氮呈极显著正相关，细菌、真菌数量和蔗糖酶活性与微生物量碳、氮呈正相关关系。在荒漠草原向灌丛地（近30年）转变过程中，本研究的测定指标虽存在一定的边界效应，但过渡到灌丛地的相关指标均显著低于荒漠草地，表明灌丛引入达到一定年限时则会显著降低土壤微生物活性。