全 文 ：青海省海北州典型高寒草甸土壤质量评价*
王启兰1**摇 王摇 溪1 摇 曹广民1 摇 王长庭1 摇 龙瑞军2
( 1 中国科学院西北高原生物研究所, 西宁 810008; 2 兰州大学青藏高原生态系统管理国际中心, 兰州 730020)
摘摇 要摇 以青海省海北州的典型高寒草甸(金露梅灌丛草甸、矮嵩草草甸、高山嵩草草甸)为
研究对象,以 7 种土壤微生物活性指标和 10 种土壤理化性质指标组成的土壤生物肥力性质
为评价指标,对不同利用方式下草甸的土壤质量进行主成分分析(PCA) .结果表明:高寒草甸
土壤综合质量可用 3 个主成分(PC)来表征,其中 PC1 上有 13 个指标的载荷较高,PC2 上有 3
个指标的载荷较高, PC3 上只有全磷的载荷较高.结合 Norm 值的方法,筛选出微生物生物量
碳、脲酶、碱性磷酸酶、蛋白酶、有机碳、全氮、有效氮、有效磷、有效钾、容重和阳离子交换量
(CEC)等 11 项指标,建立了海北高寒草甸土壤综合质量评价的最小数据集(MDS) .通过主成
分和对应的权重系数分析, 对 3 种草甸的土壤综合质量进行排序,0 ~ 10 cm 层为矮嵩草草
甸>金露梅灌丛>高山嵩草草甸;10 ~ 20 cm层为金露梅灌丛>高山嵩草草甸>矮嵩草草甸.
关键词摇 高寒草甸摇 土壤质量评价摇 主成分分析
文章编号摇 1001-9332(2011)06-1416-07摇 中图分类号摇 S154. 3摇 文献标识码摇 A
Soil quality assessment of alpine meadow in Haibei State of Qinghai Province. WANG Qi鄄
lan1, WANG Xi1, CAO Guang鄄min1, WANG Chang鄄ting1, LONG Rui鄄jun2 ( 1Northwest Institute of
Plateau Biology, Chinese Academy of Sciences, Xining 810008, China; 2 International Centre for Ti鄄
betan Plateau Ecosystem Management, Lanzhou University, Lanzhou 730020, China) . 鄄Chin. J. Ap鄄
pl. Ecol. ,2011,22(6): 1416-1422.
Abstract: Taking the typical alpine meadows Potentilla froticosa shrub meadow, Kobresia humilis
meadow, and K. pygmaea meadow in the Haibei State of Qinghai Province as the research objects,
a comprehensive assessment of soil quality was conducted by principal component analysis (PCA),
with seven indices of soil microbial activities and ten indices of soil chemical properties. The soil
quality of the alpine meadow could be characterized by three principal components (PC). In the
first component (PC1), 13 indices had high factorial loads; in the second component (PC2), 3 in鄄
dices had high factorial loads; in the third component (PC3), only one index, total phosphors, had
high factorial load. In combining with Norm values, eleven indices including microbial biomass car鄄
bon (MBC), urease, alkaline phosphatase, protease, organic matter, total N, available N, availa鄄
ble P, available K, bulk density, and CEC were selected to establish minimum data set (MDS) for
the comprehensive assessment of soil quality of alpine meadow in Haibei. The PCA and correspond鄄
ing weight coefficient analysis showed that the soil quality (0-10 cm and 10-20 cm layers) of the
three kind meadows was in the order of K. humilis meadow > P. froticosa shrub meadow > K. pyg鄄
maea meadow, and P. froticosa shrub meadow > K. pygmaea meadow > K. humilis meadow, re鄄
spectively.
Key words: alpine meadow; soil quality assessment; principal component analysis.
*国家自然科学基金重点项目(30730069)和中国科学院知识创新
工程重要方向项目(KSCX2鄄YW鄄Z鄄1020)资助.
**通讯作者. E鄄mail: wql@ nwipb. cas. cn
2010鄄12鄄07 收稿,2011鄄03鄄14 接受.
摇 摇 土壤质量是土壤在生态系统内维持生物的生产
力、保护环境质量以及促进动植物健康能力的综合
量度[1] .土壤质量作为一种固有的土壤属性,是土
壤理化及生物属性的综合反映[2],也是揭示土壤条
件动态最敏感的指标[3-5],能体现自然因素及人类
活动对土壤的影响. 土壤质量问题正在不断得到世
界范围内的共同关注[6-7] . 一个高质量的土壤应该
应 用 生 态 学 报摇 2011 年 6 月摇 第 22 卷摇 第 6 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jun. 2011,22(6): 1416-1422
具有良好的生物活性与稳定的微生物种群组成[8] .
土壤微生物是维持土壤质量的重要组成部分,调节
着土壤动植物残体和施入土壤的有机物质及其他有
害化合物的分解、生物化学循环(包括生物固氮作
用)和土壤结构的形成等过程.微生物生物量、土壤
酶及其他土壤生物化学变量对环境变化很敏感,能
够较早地反映出土壤质量乃至土壤生态系统功能的
变化[3-5],是土壤质量评价不可缺少的指标[9-10] .
高寒草甸作为青藏高原草地生态系统的主要类
型,占青藏高原面积的 19郾 2% ,是当地畜牧业发展
的主要基础[11] . 近年来,由于全球变暖和人类活动
的双重干扰,高寒草甸生态环境发生了重大改变,草
场退化,水土流失日趋严重,生物多样性急剧缩减,
威胁到当地的生态环境、生物多样性保护和畜牧业
经济的发展[12] . 草地的退化实际上是植被鄄土壤系
统的退化[13],土壤质量的优劣关系到整个生态系统
的稳定性.为保护青藏高原的生态环境,减缓草地退
化,需要充分了解草地退化演替过程中的一些土壤
生物化学过程和特征. 而国内此类研究大多集中在
内蒙古草原和东北草原上,对青藏高原高寒草甸的
研究鲜有报道.本文以高寒草甸不同草地利用方式
为研究对象,在青海省海北州对有关土壤指标(土
壤容重、pH、有机质、全氮、有效氮、全磷、有效磷、全
钾、有效钾、阳离子交换量)和微生物学指标进行研
究,以期为评价高寒草甸土壤质量提供一些量化
指标.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究地区概况
研究地点位于青藏高原东北隅的祁连山南坡谷
地的中国科学院海北高寒草甸生态系统定位站(海
北站),地理坐标为 37毅29忆—37毅45忆 N,101毅12忆—
101毅23忆 E,海拔 2900 ~ 3500 m. 该地区属高原大陆
性气候,无四季之分,仅有冷、暖季之别,暖季短暂而
凉爽,冷季寒冷而漫长.年平均气温-1郾 7 益,年降水
量在 426 ~ 860 mm之间,其中 80%的降水集中于植
物生长季的 5—9 月,年均蒸发量达 1160郾 3 mm,无
绝对无霜期.由于长期受高寒气候条件的影响,形成
了以寒冷湿中生的、多年生草本植物群落为主的高
原地带性植被类型———高寒草甸植被类型. 因地形
部位、土壤温度、湿度、地下水、土壤性状等的综合影
响,使高寒草甸在不同地形部位形成了差异较大的金
露梅(Potentilla fruticosa)灌丛草甸(主要分布在土壤
湿度较高的山地阴坡和滩地)、矮嵩草(Kobresia humi鄄
lis)草甸(主要分布在土壤湿度适中的平缓滩地)、高
山嵩草(K. pygmaea)草甸(土壤湿度较低的山地阳
坡)、藏嵩草(K. tibetica)草甸等植被类型,植物生长
期短,生物生产力较低.主要土壤类型为草毡寒冻雏
形土、暗沃寒冻雏形土和有机寒冻潜育土,土壤呈有
机质及全量养分丰富而速效养分贫乏的特点.
1郾 2摇 研究方法
于 2008 年 7 月中旬的植物生长旺季 (草盛
期),在海北站区选择典型的金露梅灌丛草甸(Pf)、
矮嵩草草甸(Kh)、高山嵩草草甸(Kp)为试验样地,
以“S冶型取样方法用土钻随机分层采集 0 ~ 10 和
10 ~ 20 cm的土样 50 余份,挑取草根,过 2 mm 筛.
微生物计数采用稀释平板法,细菌采用营养琼脂培
养基,放线菌用改良高氏 1 号培养基,真菌采用马丁
氏培养基;微生物生物量碳(MBC)采用氯仿熏蒸鄄
0郾 5 mol·L-1硫酸钾浸提法,浸提液中的有机碳用
TOC鄄5000A型有机质分析仪测定;土壤脲酶活性采
用产生氨量的比色法,蛋白酶活性采用产生酪氨酸
量的比色法,碱性磷酸酶活性采用基质水解时生成
酚量的比色法[14];土壤理化因素的测定参考文献
[15]中的方法进行;土壤有机质采用 TOC鄄5000A型
有机质分析仪测定,土壤容重用环刀法,土壤 pH 用
电极法.
1郾 3摇 数据处理
采用 SPSS 13郾 0 统计软件,以最小显著差异法
(LSD)分析不同草甸所测指标的差异程度,以相关
性分析评价高寒草甸土壤理化性质与土壤微生物、
酶活性的关系;用 PCA分析表征高寒草甸土壤质量
的土壤物理化学和生物学指标.在用 PCA选取 MDS
评价参数时,为了避免信息丢失,通过计算变量
Norm值(矢量常模)的方法来克服此缺陷. Norm 值
的计算公式如下:
Nik = 移
k
1
(Uik2 + 姿k)
式中:Nik是第 i个变量在特征值逸1的前 k个主成分
上的综合荷载;Uik 是第 i个变量在第 k 个主成分上
的荷载;姿k 是第 k个主成分的特征值.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 高寒草甸土壤理化性质变化
由表 1 可以看出,在 0 ~ 10 和 10 ~ 20 cm 土壤
层,pH均表现为 Kh>Kp>Pf,全钾为 Pf>Kh>Kp,有
效氮为 Kh>Kp>Pf,且不同植被间存在显著差异(P<
0郾 05).容重在 0 ~ 10 cm层为 Pf>Kh 及 Kp,在 10 ~
71416 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王启兰等: 青海省海北州典型高寒草甸土壤质量评价摇 摇 摇 摇 摇 摇
20 cm层为 Kh>Pf 及 Kp;有机质在 0 ~ 10 cm 层以
Kh>Kp和 Pf,在 10 ~ 20 cm 层以 Pf 和 Kp>Kh;全氮
在 0 ~ 10 cm 层为 Kh>Kp 和 Pf,在 10 ~ 20 cm 层为
Pf 和 Kp>Kh;全磷在 0 ~ 10 cm层为 Kp>Pf和 Kh,在
10 ~ 20 cm层为 Pf和 Kp>Kh;有效磷在两层均为 Kh
和 Kp>Pf;有效钾均为 Kh>Kp>Pf;阳离子交换量在
表层为 Kp>Pf和 Kh,在下层为 Pf和 Kp>Kh;植被间
各项指标的差异不同.
2郾 2摇 高寒草甸土壤微生物的变化
由图 1可以看出,细菌数量在 0 ~10 cm层为 Pf>
Kp>Kh,10 ~ 20 cm 层为 Kp>Pf>Kh,放线菌数量在
0 ~ 10 cm层为 Kh>Kp>Pf,10 ~ 20 cm 层为 Kp>Kh>
Pf,不同植被间差异明显(P<0郾 05);真菌数量在 0 ~
10 cm层为 Kp及 Kh>Pf,10 ~ 20 cm层为 Kp 及 Pf>
Kh,不同植被间呈不同的差异.由图 2 可见,微生物
生物量碳在 0 ~ 10 cm层为 Kh>Pf及 Kp,10 ~ 20 cm
表 1摇 高寒草甸土壤理化性质
Table 1摇 Physico鄄chemical properties of alpine meadow soil (mean依SE)
理化性质
Physico鄄chemical property
土壤深度
Soil depth (cm)
金露梅灌丛
P郾 fruticosa shrub meadow
矮嵩草草甸
K郾 humilis meadow
高山嵩草草甸
K郾 pygmaea meadow
pH 0 ~ 10 6郾 43依0郾 14c 7郾 50依0郾 22ab 7郾 36依0郾 12b
10 ~ 20 6郾 41依0郾 16c 7郾 55依0郾 30a 7郾 48依0郾 16ab
容重 Bulk density 0 ~ 10 0郾 88依0郾 07bc 0郾 75依0郾 05c 0郾 75依0郾 04c
(g·cm-3) 10 ~ 20 0郾 96依0郾 04b 1郾 11依0郾 09a 0郾 92依0郾 13b
有机质 Organic matter 0 ~ 10 122郾 49依14郾 56bc 138郾 52依13郾 82a 128郾 44依8郾 48b
(g·kg-1) 10 ~ 20 104郾 47依8郾 21c 78郾 90依4郾 69d 101郾 42依27郾 96c
全氮 Total N 0 ~ 10 5郾 66依0郾 45bc 6郾 53依0郾 72a 5郾 93依0郾 28b
(g·kg-1) 10 ~ 20 5郾 16依0郾 43c 4郾 22依0郾 48d 4郾 89依0郾 98c
全磷 Total P 0 ~ 10 1郾 97依0郾 03b 1郾 94依0郾 07bc 2郾 02依0郾 16a
(g·kg-1) 10 ~ 20 1郾 97依0郾 03b 1郾 90依0郾 07c 1郾 94依0郾 11bc
全钾 Total K 0 ~ 10 25郾 34依1郾 31a 20郾 12依1郾 03b 18郾 51依1郾 31c
(g·kg-1) 10 ~ 20 26郾 23依1郾 46a 21郾 58依1郾 16b 18郾 22依0郾 48c
有效氮 Available N 0 ~ 10 11郾 93依2郾 44cd 19郾 37依4郾 11a 13郾 62依5郾 47c
(mg·kg-1) 10 ~ 20 8郾 76依1郾 81d 16郾 08依7郾 07b 12郾 12依4郾 54cd
有效磷 Available P 0 ~ 10 6郾 81依0郾 25b 9郾 56依0郾 98a 9郾 22依1郾 87ab
(mg·kg-1) 10 ~ 20 5郾 95依0郾 28c 6郾 44依1郾 22b 6郾 65依1郾 26b
有效钾 Available K 0 ~ 10 254郾 58依28郾 88c 390郾 88依37郾 97a 282郾 25依57郾 33b
(mg·kg-1) 10 ~ 20 136郾 43依15郾 01e 292郾 66依31郾 10b 155郾 28依24郾 99d
阳离子交换量 CEC 0 ~ 10 293郾 36依34郾 71b 286郾 18依28郾 39bc 321郾 77依16郾 52a
10 ~ 20 279郾 40依26郾 98c 238郾 84依15郾 16d 277郾 64依14郾 87c
同行中不同字母表示差异显著(P<0郾 05) Different letters in the same index row indicated significant difference at 0郾 05 level.
图 1摇 高寒草甸土壤微生物数量
Fig. 1摇 Numbers of soil microorganisms in alpine meadow (mean依SE).
Pf: 金露梅灌丛草甸 P郾 fruticosa shrub meadow; Kh:矮嵩草草甸 K郾 humilis meadow; Kp:高山嵩草草甸 K. pygmaea meadow郾 BaN:细菌数 Bacte鄄
ria number (伊107);AcN:放线菌数 Actinomyces number (伊106);FuN:真菌数 Fungi number (伊104) . 不同字母表示差异显著(P<0郾 05) Different
letters indicated significant difference at 0郾 05 level. 下同 The same below.
8141 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
图 2摇 高寒草甸土壤微生物生物量碳
Fig. 2摇 Microbial biomass carbon (MBC) in alpine meadow soil
(mean依SE).
层为 Kh及 Kp>Pf,不同植被在不同层次间的差异
不同.
2郾 3摇 高寒草甸土壤酶活性的变化
脲酶是特异性催化尿素水解的酶,蛋白酶是催
化蛋白质中肽键水解的酶,它们的活性大小标志着
土壤氮素转化特别是有效化过程; 碱性磷酸酶能够
催化土壤磷酸酯的水解反应,其活性高低直接影响
着土壤有机磷的分解转化及其生物有效性 郾 由图 3
可以看出,脲酶活性在 0 ~ 10 cm层为 Kh>Kp>Pf,在
10 ~ 20 cm层为 Kp>Kh>Pf;蛋白酶活性在 0 ~ 10 cm
和 10 ~ 20 cm层均表现为 Pf>Kh和 Kp;碱性磷酸酶
活性在 0 ~ 10 cm层为 Kh>Pf>Kp,在 10 ~ 20 cm 层
为 Pf>Kp>Kh郾 3 种酶活性在不同草甸、不同层次之
间均存在不同程度的差异.
2郾 4摇 高寒草甸土壤环境因子与微生物、酶活性的关
系
由表 2 可见,土壤理化性质与微生物、土壤酶活
性之间有着密切的关系. pH 只与脲酶、蛋白酶存在
显著相关关系;除蛋白酶外,其他所测生物指标与容
重呈显著负相关,与有机质呈显著的正相关;全氮、
有效磷与细菌数、蛋白酶的相关性不显著,与其他生
物因子均存在显著的相关关系;全磷与所有的生物
指标的相关性不显著,全钾只与脲酶呈显著的负相
图 3摇 高寒草甸土壤酶活性
Fig. 3摇 Enzyme activities in alpine meadow soil (mean依SE).
UrE:脲酶 Urease; PrE:蛋白酶 Protease; APhE:碱性磷酸酶 Alkaline phosphatase.
表 2摇 高寒草甸土壤性质与微生物活性的相关关系
Table 2摇 Correlations between soil properties and microbial activities in alpine meadow (n=18)
MBC BaN AcN FuN UrE PrE APhE
pH 0郾 131 -0郾 423 0郾 292 -0郾 002 0郾 620** -0郾 674** -0郾 270
BD -0郾 627** -0郾 479* -0郾 737** -0郾 881** -0郾 710** -0郾 110 -0郾 726**
OM 0郾 647** 0郾 489* 0郾 722** 0郾 813** 0郾 536* 0郾 267 0郾 808**
TN 0郾 646** 0郾 406 0郾 722** 0郾 791** 0郾 543* 0郾 270 0郾 798**
TP 0郾 083 0郾 266 0郾 120 0郾 267 0郾 043 0郾 198 0郾 187
TK -0郾 285 0郾 007 -0郾 405 -0郾 336 -0郾 730** 0郾 583* 0郾 079
AN 0郾 606** -0郾 081 0郾 742** 0郾 488* 0郾 692** -0郾 085 0郾 341
AP 0郾 709** 0郾 389 0郾 860** 0郾 930** 0郾 795** 0郾 096 0郾 595**
AK 0郾 720** 0郾 015 0郾 844** 0郾 600** 0郾 703** 0郾 104 0郾 450
CEC 0郾 581* 0郾 745** 0郾 542* 0郾 809** 0郾 436 0郾 200 0郾 550*
BD:容重 Bulk density; OM:有机质 Organic matter; TN:全氮 Total N; TP:全磷 Total P; TK:全钾 Total K; AN:有效氮Available N; AP:有效磷
Available P; AK:有效钾 Available K.下同 The same below. * P<0郾 05; ** P<0郾 01.
91416 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王启兰等: 青海省海北州典型高寒草甸土壤质量评价摇 摇 摇 摇 摇 摇
表 3摇 土壤质量因子主成分的贡献率及因子载荷、权重
Table 3摇 Eigenvalue and contribution rate of principal fac鄄
tors
土壤属性
Soil property
PC1 PC2 PC3 Norm值
Norm
value
变异系数
Coefficient
of variation
(% )
FuN 0郾 96 0郾 10 -0郾 07 2郾 875 47郾 21
AcN 0郾 95 -0郾 17 0郾 20 2郾 868 51郾 78
AP 0郾 91 -0郾 09 -0郾 23 2郾 740 26郾 06
MBC 0郾 87 0郾 05 0郾 27 2郾 624 20郾 57
BD -0郾 87 -0郾 12 0郾 34 2郾 646 14郾 23
OM 0郾 85 0郾 24 -0郾 04 2郾 580 21郾 25
TN 0郾 83 0郾 19 0郾 10 2郾 509 17郾 04
APhE 0郾 82 0郾 39 0郾 27 2郾 585 11郾 68
UrE 0郾 80 -0郾 53 -0郾 11 2郾 600 58郾 46
CEC 0郾 74 0郾 33 -0郾 46 2郾 376 10郾 06
AK 0郾 70 -0郾 45 0郾 46 2郾 340 37郾 96
AN 0郾 63 -0郾 57 0郾 43 2郾 248 31郾 76
BaN 0郾 51 0郾 62 -0郾 12 1郾 938 31郾 48
TP 0郾 26 0郾 36 -0郾 53 1郾 250 4郾 40
PrE 0郾 24 0郾 75 0郾 47 1郾 721 10郾 69
pH 0郾 14 -0郾 95 -0郾 07 1郾 872 7郾 48
TK -0郾 42 0郾 69 0郾 46 1郾 920 8郾 52
特征值 Eigenvalue 8郾 92 3郾 68 1郾 72
方差贡献率
Contribution rate
of variance (% )
52郾 44 21郾 67 10郾 11
累计贡献率
Conmulative (% )
52郾 44 74郾 11 84郾 22
关,与蛋白酶呈显著的正相关;有效氮、有效钾与微
生物生物量碳、放线菌数、真菌数、脲酶活性显著相
关,而与细菌数、蛋白酶、碱性磷酸酶的相关性不强;
阳离子交换量除与脲酶和蛋白酶相关性不显著外,
与其他因子均呈现出显著的相关关系.
2郾 5摇 土壤质量的主成分分析
2郾 5郾 1 特征根和方差贡献率摇 由表 3 可看出,由 10
个土壤理化性质指标和 7 个土壤微生物活性指标组
成的土壤肥力指标所表征的土壤质量前 3 个主成分
的累积方差贡献率达到 84郾 22% (>80% ),且整体上
没有变量丢失,可以用来反映高寒草甸土壤属性的
变异性.从方差贡献率和特征值来看,各主成分评价
土壤质量的影响力依次为 PC1>PC2>PC3 .
2郾 5郾 2 因子载荷摇 一般认为,因子负荷越大,变量在
相应主成分中的权重就越大[16] . 由表 3 可以看出,
细菌、放线菌、真菌、微生物生物量碳、碱性磷酸酶、
脲酶、有机质、全氮、有效氮、有效磷、有效钾、阳离子
交换量等土壤指标在 PC1 上有较高的正载荷,而容
重有较高的负载荷;在 PC2 上,全钾和蛋白酶有较高
的正载荷,pH有较高的负载荷;全磷在 PC3 上有较
高的负载荷.
2郾 5郾 3 土壤质量评价指标最小数据集(MDS)的建立
摇 对土壤质量评价必须先从大量的土壤理化、生物
学参数中选取对土壤质量敏感的评价参数,构成最
小数据集(MDS) [17-18] .通过 PCA 分析,依据土壤属
性的分组原则进行分组,将特征值逸1 和因子载荷逸
0郾 5选为一组,每组中总分值在最高总分值 10%范
围内的参数被选取,再分析每组中所选参数间的相
关性,若高度相关( r>0郾 5),则选取总分值最高的进
入最终的 MDS. 若相关性很低,则全部进入最终的
MDS[19] .
由表 3 可以看出,所测的 3 大类微生物的数量、
微生物生物量碳、碱性磷酸酶、脲酶、有机碳、全氮、
有效氮、有效磷、有效钾、容重和阳离子交换量进入
第 1 主成分,由于 MBC 与细菌、真菌和放线菌之间
有很高的相关性( r 分别为 0郾 650、0郾 888 和 0郾 774;
P<0郾 01),结合四者的 Norm 值大小可以将细菌、真
菌、放线菌剔除,因此,第 1 组参数中只有微生物生
物量碳、脲酶、碱性磷酸酶、有机碳、全氮、有效氮、有
效磷、有效钾、CEC 和容重最终进入 MDS. 细菌数
量、脲酶、蛋白酶、有效氮、pH 和全钾进入第 2 主成
分,由于 pH与有效氮、脲酶之间的相关性很高( r =
0郾 576,P<0郾 05;r = 0郾 620,P<0郾 01),所以,pH、蛋白
酶和全钾进入 MDS,其余可以被剔除. 在第 3 组只
有全磷进入 MDS.
定量评价土壤质量宜选择中度、高度敏感且变
异系数大于 10%的指标[20],由于 pH、全磷和全钾的
变异系数(7郾 48% 、4郾 40% 、8郾 52% )均<10% ,被剔
除.最终进入评价指标最小数据集的土壤参数有微
生物生物量碳、脲酶、碱性磷酸酶、蛋白酶、有机碳、
全氮、有效氮、有效磷、有效钾、容重和 CEC.
2郾 5郾 4 高寒草甸不同草地利用方式下土壤质量的评
价摇 根据主成分 F1、F2、F3 和对应的权数 E1、E2、E3
之积 F综= F1E1+F2E2+F3E3:计算得到各土壤(层)
的综合主成分及排名(表 4).在 0 ~ 10 cm 层,土壤
质量以矮嵩草草甸最好,金露梅灌丛次之,高山嵩草
草甸最差,在 10 ~ 20 cm 层,以金露梅灌丛最好,高
山嵩草草甸次之,矮嵩草草甸最差 郾 由表层到深层,
土壤质量明显下降.
0241 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
表 4摇 主成分值、综合主成分值及排序
Table 4摇 Principal value, integrative value of principal and rank
植被类型
Vegetation type
土壤深度
Soil depth (cm)
F1 F2 F3 F综合值
Integrative F value
综合排名
Rank
金露梅灌丛草甸 0 ~ 10 0郾 11 0郾 31 1郾 73 0郾 46 2
P. fruitions shrub meadow 10 ~ 20 - 1郾 11 - 0郾 19 0郾 75 - 0郾 31 4
矮嵩草草甸 0 ~ 10 1郾 75 - 0郾 01 - 0郾 23 0郾 58 1
K. humilis meadow 10 ~ 20 - 0郾 08 - 1郾 73 - 0郾 59 - 0郾 65 6
高山嵩草草甸 0 ~ 10 0郾 28 1郾 29 - 0郾 62 0郾 36 3
K. pygmaea meadow 10 ~ 20 -0郾 95 0郾 32 -1郾 05 -0郾 44 5
3摇 讨摇 摇 论
土壤质量是土壤系统内物理、化学和生物学组
分之间复杂的相互作用体系[21],土壤生物学性质几
乎与所有的土壤过程有关. Pinkhurst[20]研究表明,
土壤生物化学指标应当满足下列标准:1)反映土壤
生态过程的结构或功能,同时适用于所有土壤类型
和地貌特点;2)对土壤健康变化做出反应;3)有可
行的度量测定方法;4)能够进行合理的解释. 土壤
微生物是维持土壤质量的重要组分,调节着土壤动
植物残体和施入土壤的有机物质及其他化合物的分
解,生物化学循环(包括生物固氮作用)和土壤结构
的形成等过程.即土壤生态系统的功能主要由土壤
微生物机制所控制[9] .土壤酶来自微生物和植物根
系的分泌作用,是土壤有机养分转化的一个重要因
素,在 C、N、P和 S 的循环中也起着重要的作用,能
综合地反映出土壤的肥力水平[10,14,21] .土壤生物学
性质能敏感地反映出土壤质量和健康的变化[3],并
具有较好的时效性,能在短期内反映出土壤质量的
变化[7,22-23],是土壤质量评价不可缺少的指标.
在高寒草甸土壤中, 不同土地利用状况下细
菌、放线菌、真菌数量、微生物生物量碳及 3 种酶活
性不同.从土壤性状来看,矮嵩草草甸优于小嵩草草
甸和金露梅灌丛草甸,其土壤生物指标也高于后两
种草甸.这说明土壤理化指数是确保土壤生产力和
维持土壤功能的基础[24] . 随着土壤深度的加深,3
种草甸土壤的有机质、全氮、有效氮、有效磷、有效钾
和生物指标均表现出明显的下降趋势[9,20,22],这进
一步印证了生态系统各个组分之间相互调节,使土
壤质量指数处于不断变化的状态,最终土壤质量以
生物指数的形式表现出来[6,24] .
相关分析表明,土壤细菌、放线菌、真菌数量、微
生物生物量碳、脲酶、碱性磷酸酶及蛋白酶与土壤理
化性状有着密切的相关性. Zhang等[25]认为,土壤聚
合体不仅对微生物群落的结构有影响,还借助土壤
有机质供给的保护作用调节微生物群落结构的稳定
性;随着微生物群落组成的变化,土壤酶活性也发生
变化[26] .这说明土壤有机质、养分等的微小变化可
以引起以上生物学变量的波动.
Garc侏a鄄Ruiz等[10]认为,由于土壤结构和功能的
复杂性,可以用多种土壤酶活性的几何平均值
(GMea) 作为土壤质量的生物学指标. Gil鄄Sotres
等[6]认为,与土壤 C、N、P和 S的生物循环有关的土
壤生物化学属性(如微生物生物量碳、脱氢酶活性、
氮矿化潜能等)可以作为土壤质量的生物指标,水
解酶类(磷酸酶、脲酶和 茁鄄葡萄糖苷酶等)的活性也
可单独或以综合指标作为表征土壤质量的指标. 本
研究结果表明,高寒草甸的土壤综合质量可以用微
生物生物量碳、脲酶、碱性磷酸酶、蛋白酶、有机碳、
全氮、有效氮、有效磷、有效钾、容重和 CEC 等土壤
生物指标考量[4,9,22] .
对土壤质量综合得分的估测可以为草地资源的
合理利用和草地畜牧业的可持续发展提供依据. 本
文选择的 3 种土地利用方式中,矮嵩草草甸的水热
条件、养分状况和土壤生物活性相对优越,使其 0 ~
10 cm的土壤质量得分位居第一,说明在适度的放
牧压力下,可以充分利用矮嵩草草甸作为放牧草场,
但是其 10 ~ 20 cm层土壤质量最差,一旦表层剥蚀,
植被恢复比较困难;金露梅灌丛草甸虽表层土壤质
量较差,但植被恢复较矮嵩草草甸容易;小嵩草草甸
深层的土壤质量居中,但表层的质量最差,所以不易
过度放牧.
4摇 结摇 摇 论
高寒草甸土壤综合质量可用 3 个主成分来表
征,以微生物生物量碳、脲酶、碱性磷酸酶、蛋白酶、
有机碳、全氮、有效氮、有效磷、有效钾、容重和阳离
子交换量等 11 项指标作为衡量土壤质量的指标.
海北高寒草甸土壤综合质量在 0 ~ 10 cm 层以
矮嵩草草甸最优,金露梅灌丛次之,高山嵩草草甸最
12416 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王启兰等: 青海省海北州典型高寒草甸土壤质量评价摇 摇 摇 摇 摇 摇
差;10 ~ 20 cm层以金露梅灌丛最优,高山嵩草草甸
次之,矮嵩草草甸最差.
参考文献
[1]摇 Zhao Q鄄G (赵其国), Sun B (孙 摇 波), Zhang T鄄L
(张桃林). Soil quality and sustainable environment.
玉. The definition and evaluation methodology of soil
quality. Soils (土壤), 1997(3): 113 -120 ( in Chi鄄
nese)
[2]摇 Badiane NNY, Chotte JL, Pate E, et al. Use of soil en鄄
zyme activities to monitor soil quality in natural and im鄄
proved fallows in semi鄄arid tropical regions. Applied Soil
Ecology, 2001, 18: 229-238
[3]摇 Sun B (孙 摇 波), Zhao Q鄄G (赵其国), Zhang T鄄L
(张桃林). Soil quality and sustainable environment.
芋. Biological indicators of soil quality evaluation. Soils
(土壤), 1997(5): 225-234 (in Chinese)
[4]摇 Dick RP. A review: Long鄄term effect of agricultural sys鄄
tems on soil biochemical and microbial parameters. Ag鄄
riculture, Ecosystems & Environment, 1992, 40: 25-36
[5]摇 Arshad MA, Coen GM. Characterization of soil quality:
Physical and chemical criteria. American Journal of Al鄄
ternative Agriculture, 1992, 7: 25-31
[6]摇 Gil鄄Sotres F, Trasar鄄Cepeda C, Leiro爷s MC, et al. Dif鄄
ferent approaches to evaluating soil quality using bio鄄
chemical properties. Soil Biology & Biochemistry, 2005,
37: 877-887
[7]摇 Lagomarsino A, Moscatelli MC, Di Tizio A, et al. Soil
biochemical indicators as a tool to assess the short鄄term
impact of agricultural management on changes in organic
C in a Mediterranean environment. Ecological Indica鄄
tors, 2009, 9: 518-527
[8]摇 Schloter M, Dilly O, Munch JC. Indicators for evalua鄄
ting soil quality. Agriculture, Ecosystems and Environ鄄
ment, 2003, 98: 255-262
[9]摇 Benintende SM, Benintende MC, Sterren MA, et al.
Soil microbiological indicators of soil quality in four rice
rotations systems. Ecological Indicators, 2008, 8: 704-
708
[10]摇 Garc侏a鄄Ruiz R, Ochoa V, Hinojosa MB, et al. Suitabil鄄
ity of enzyme activities for the monitoring of soil quality
improvement in organic agricultural systems. Soil Biolo鄄
gy & Biochemistry, 2008, 40: 2137-2145
[11]摇 Sun H鄄L (孙鸿烈). Formation and Evolution of Qing鄄
hai鄄Tibet Plateau. Beijing: Science Press, 1996: 168-
192 (in Chinese)
[12]摇 Li W鄄H (李文华), Zhou X鄄M (周兴民). Qinghai鄄Ti鄄
bet Plateau Ecosystem and Its Optimizing Utilization
Mode. Guangzhou: Guangdong Science and Technology
Press, 1998 (in Chinese)
[13]摇 Chen Z鄄Z (陈佐忠), Wang S鄄P (汪诗平). Typical
Grassland Ecosystem of China. Beijing: Science Press,
2000 (in Chinese)
[14]摇 Guan S鄄Y (关松荫). Soil Enzyme and Its Research
Methods. Beijing: China Agriculture Press, 1986 ( in
Chinese)
[15] 摇 Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences
(中国科学院南京土壤研究所). Physical and Chemi鄄
cal Analysis of Soil. Shanghai: Shanghai Science and
Technology Press, 1983 (in Chinese)
[16]摇 Qiu L鄄P (邱莉萍), Liu J (刘摇 军), Wang Y鄄Q (王
益权), et al. Research on relationship between soil en鄄
zyme activities and soil fertility. Plant Nutrition and
Fertilizer Science (植物营养与肥料学报), 2004, 10
(3): 277-280 (in Chinese)
[17]摇 Rezaei SA, G ilkes RJ, Andrews SS. A minimum data
set for assessing soil quality in rangelands. Geoderma,
2006, 136: 229-234
[18]摇 Govaerts B, Sayre KD, Deckers J. A minimum data set
for soil quality assessment of wheat and maize cropping
in the high lands of Mexico. Soil & Tillage Research,
2006, 87: 163-174
[19]摇 Li G鄄L (李桂林), Chen J (陈摇 杰), Sun Z鄄Y (孙志
英), et al. Establishing a minimum dataset for soil
quality assessment based on soil properties and land use
change. Acta Ecologica Sinica (生态学报), 2007, 27
(7): 2715-2724 (in Chinese)
[20]摇 Pinkhurst CE. Biodiversity of soil organisms as an indi鄄
cator of soil health / / Pankhurst CE, eds. Biological In鄄
dicators of Soil Health. Wallingford, UK: CAB Interna鄄
tional, 1997: 297-324
[21]摇 Caldwell BA. Enzyme activities as a component of soil
biodiversity: A review. Pedobiologia, 2005, 49: 637-
644
[22]摇 Kennedy AC, Papendic RL. Microbial characteristics of
soil quality. Journal of Soil and Water Conservation,
1995, 50: 243-248
[23] 摇 Filip Z. International approach to assessing soil quality
by ecologically鄄related biological parameters. Agricul鄄
ture, Ecosystems and Environment, 2002, 88: 169-174
[24]摇 Knoepp JD, Coleman DC, Crossley Jr DA, et al. Bio鄄
logical indices of soil quality: An ecosystem case study
of their use. Forest Ecology and Management, 2000,
138: 357-368
[25]摇 Zhang B, Deng H, Wang HL, et al. Does microbial
habitat or community structure drive the functional sta鄄
bility of microbes to stresses following re鄄vegetation of a
severely degraded soil? Soil Biology & Biochemistry,
2010, 42: 850-859
[26] 摇 譒najdr J, Val佗觢kov佗 V, Merhautova V, et al. Spatial
variability of enzyme activities and microbial biomass in
the upper layers of Quercus petraea forest soil. Soil Biol鄄
ogy & Biochemistry, 2008, 40: 2068-2075
作者简介摇 王启兰,女,1964年生,副研究员.主要从事微生物
生态学研究,发表论文 50余篇. E鄄mail: wql@ nwipb. cas. cn
责任编辑摇 李凤琴
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