全 文 ：书光皮桦细根与扁穗牛鞭草草根分解
的土壤微生物数量及优势类群
荣丽１，李贤伟１，朱天辉２，张健１，袁渭阳１，王巧１
（１．四川农业大学生态林业工程省级重点实验室，四川 雅安６２５０１４；２．四川农业大学森林保护省级重点实验室，四川 雅安６２５０１４）
摘要：通过室内模拟试验研究向土壤添加单一光皮桦直径为０～１ｍｍ细根（处理１）、１～２ｍｍ细根（处理２）、扁穗
牛鞭草草根（处理３）、０～２ｍｍ细根与扁穗牛鞭草草根混合物（处理４）分解过程中土壤微生物数量以及微生物优
势类群的变化。结果表明，１２０ｄ后，与未加植物根系的对照相比各处理都显著的增加了土壤微生物的数量，其中
细根、草根混合处理的微生物总数大于添加单一细根和草根的处理（犘＜０．０５）。真菌在分解过程中占主要地位，其
次是放线菌，最后是细菌。对土壤微生物进行分离、纯化、鉴定出参与细根、草根分解初期的主要优势类群是假单
胞菌属（犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊）、木霉菌属（犜狉犻犮犺狅犱犲狉犿犪）、游动放线菌属（犃犮狋犻狀狅狆犾犪狀犲狊），在培养后期（１２０ｄ后）起主要作用
的优势类群是芽孢杆菌属（犅犪犮犻犾犾狌狊）、曲霉属（犃狊狆犲狉犵犻犾犾狌狊）、青霉属（犘犲狀犻犮犻犾犾犻狌犿）、链霉菌属（犛狋狉犲狆狋狅犿狔犮犲狊）、诺卡
氏菌属（犖狅犮犪狉犱犻犪）。８种土壤微生物优势类群数量在分解过程中未表现出明显的变化规律，但分解１２０ｄ后，各处
理优势类群的数量显著大于对照（犘＜０．０５）。由此可见，细根、草根的不同处理对其分解过程中土壤微生物数量及
种类有较大影响，不同的分解阶段发育着不同的土壤微生物。
关键词：细根；草根；分解；土壤微生物；退耕还林
中图分类号：Ｓ１５４．３；Ｓ５４０．１　　文献标识码：Ａ　　文章编号：１００４５７５９（２００９）０４０１１７０８
　 植物的细根在森林生态系统碳平衡和养分循环过程中起着重要作用［１］，与季节性凋落物的枯枝落叶相比，细
根的死亡和分解在一年四季内随时发生，具有持续向土壤输入养分的功能［２］，对于恢复和增加土壤肥力，改善树
木营养和提高森林生产力具有重要作用。土壤微生物是细根分解的主要参与者，通过分解有机物，同化、吸收无
机养分，合成自身物质，同时快速周转，释放养分，是土壤养分的库和源［３］，并且其群落结构随着细根在分解过程
中质量、化学成分等的改变而变化。然而，以往对地下凋落物细根（直径≤２ｍｍ）分解过程中的土壤微生物的变
化的研究相对较少，主要以地上部分凋落物为研究对象，着重于凋落物分解过程中真菌的更替规律［４～７］，强调土
壤动物对分解的直接作用和间接作用［８～１１］。
光皮桦（犅犲狋狌犾犪犾狌犿犻狀犻犳犲狉犪）为桦木科优良速生阔叶树种，适应性较强，生长迅速；光皮桦的侧根和须根发达，
具有固氮作用；喜温暖湿润气候和土层深厚的酸性土壤，是我国亚热带林区主要造林树种。扁穗牛鞭草（犎犲犿
犪狉狋犺狉犻犪犮狅犿狆狉犲狊狊犪）为禾本科牛鞭草属多年生草本植物，根系发达，喜温暖湿润气候，抗逆性较强，对土壤要求不
严，适宜在ｐＨ值为５．５～６．８的酸性土壤生长，多采用扦插繁殖，在亚热带地区野生和栽培的扁穗牛鞭草可形成
单优群落，能有效起到护坡、保土、固沙、防淤等作用［１２］。另外扁穗牛鞭草由于产量高、叶片多、草质柔嫩、营养丰
富，还是饲养家畜的优质牧草。
四川地处长江上游，地形地貌复杂，生态类型多样，但生态环境极其脆弱，同时四川属于中国西部经济欠发达
地区。长期以来不合理的资源利用方式致使生态环境受到严重破坏，为在生态治理的基础上促进区域经济的发
展，在退耕还林的最初几年，林下种植一些牧草以耕代抚、以短养长，可以弥补林业周期较长、见效慢的问题［１３］。
因此近年来，林草复合种植成了退耕还林还草工程中的重要经营管理模式。目前，已有学者对四川洪雅县内林草
第１８卷　第４期
Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
草　业　学　报
ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ 　　
１１７－１２４
２００９年８月
 收稿日期：２００８０７２９；改回日期：２００９０２０３
基金项目：国家自然科学基金项目（３０７７１７１７），国家“十一五”科技支撑项目（２００６ＢＡＣ０１Ａ１１），国家教育部重点学科博士点基金
（２００５０６２６００１）和四川省教育厅重点实验室项目（２００６ＺＤ００６）资助。
作者简介：荣丽（１９８１），女，四川荣县人，在读博士。Ｅｍａｉｌ：ｓｕｎｎｙｒｏｎｇｌｉ＠ｙａｈｏｏ．ｃｏｍ．ｃｎ
通讯作者。Ｅｍａｉｌ：ｌｘｗ＠ｓｉｃａｕ．ｅｄｕ．ｃｎ
模式的牧草特性［１３，１４］以及土壤微生物区系［１５］、土壤微生物特性［１６］，细根和草根生物量及其分布、分解和养分释
放［１７，１８］，水稳团聚体变化与细根生物量的关系等开展了研究［１９］，而对于此复合生态系统影响细根、草根分解的土
壤微生物及其优势类群变化的研究少有报道。然而，野外环境中的细根分解受土壤温度、土壤水分、土壤资源有
效性、土壤冻融交替［２０］、氮沉降以及ＣＯ２ 浓度升高［２１］等诸多因素的影响，难以控制相应条件，难以确定细根、草
根分解的土壤微生物及其优势类群。因此，本研究采用室内模拟研究的方法，控制室内温度和土壤湿度，通过向
土壤中添加不同径级的细根与草根，研究了光皮桦－扁穗牛鞭草复合模式细根、草根分解的土壤微生物动态，旨
在为退耕还林地林草模式可持续经营和管理提供科学依据。
１　材料与方法
１．１　研究区概况
为保证分解基质的一致性，供试细根、草根以及供试土壤取自于四川省重点退耕还林示范区洪雅县柳江镇苦
竹岗光皮桦－扁穗牛鞭草复合模式林地。该区地理坐标为１０２°４９′～１０３°４７′Ｅ，２９°２４′～３０°０１′Ｎ，属中亚热带湿
润山地季风气候，最高气温为３６．８℃，最低气温为３．３℃，年平均气温１６．８℃，年日照时数１０８０ｈ，年降水量
１４９３．８ｍｍ，地貌以低山丘陵为主，土壤层平均厚度５０ｃｍ，土壤类型为酸性紫色土，ｐＨ值４．９～５．６。土壤全氮
含量为１．２４ｇ／ｋｇ，有效磷含量为１０．２１ｍｇ／ｋｇ，土壤有机质含量为１６．４８ｇ／ｋｇ。采样地为坡改梯形成的水平台
状旱地，退耕以前以种植玉米（犣犲犪犿犪狔狊）、红薯（犐狆狅犿狅犲犪犫犪狋犪狋犪狊）、蔬菜为主。２０００年１月退耕后，２月完成光
皮桦造林工作，株行距分别为３ｍ×２ｍ。９月上旬在光皮桦造林地上采用扦插方法进行无性繁殖扁穗牛鞭草。
翌年后，随机收割扁穗牛鞭草，并且在过冬前的１１月进行少量的施肥（农家肥），全年不进行灌溉。２００６年３月
取样时，光皮桦平均树高１２．５ｍ，平均直径７．４ｃｍ，扁穗牛鞭草覆盖度为１００％。
１．２　取样方法
于２００６年３月采集光皮桦－扁穗牛鞭草复合模式林地０～２０ｃｍ土层内新鲜光皮桦细根和牛鞭草草根，用
孔径为０．１ｍｍ的土筛冲洗，分出光皮桦细根和草根。将细根分为０～１和１～２ｍｍ两个径级，草根样（不分级）
风干，粉碎，过０．５ｍｍ筛备用。一部分细根及草根用于测定初始纤维素、木质素、粗蛋白、水溶性糖，另一部分用
于室内模拟试验。在林地内选取１０块样地（１ｍ×１ｍ），去掉表层凋落物，取表层０～１０ｃｍ新鲜土，捡出植物根
系，风干，过２ｍｍ筛，混合备用。
按以下处理分别装在１０００ｍＬ广口瓶中，每个处理设置３次重复。然后置于３０℃生化培养箱中培养（相对
湿度８０％），用灭菌水定期补充失去的水分，使水分保持试验地田间最大持水量的６０％～８０％［２２］。分别培养３０，
６０，９０及１２０ｄ时取样，对细菌、真菌、放线菌的数量进行测定并进行土壤微生物优势类群的鉴定。
处理１：０～１ｍｍ光皮桦细根１６０ｇ＋土壤２０００ｇ＋水８０～９０ｇ；处理２：１～２ｍｍ光皮桦细根１６０ｇ＋土壤
２０００ｇ＋水８０～９０ｇ；处理３：扁穗牛鞭草草根１６０ｇ＋土壤２０００ｇ＋水８０～９０ｇ；处理４：０～２ｍｍ光皮桦细根、
草根混合１６０ｇ（０～１ｍｍ细根１２．５ｇ，１～２ｍｍ细根１２．５ｇ，草根１３５ｇ）＋土壤２０００ｇ＋水８０～９０ｇ；ＣＫ（对
照）：土壤２０００ｇ＋水８０～９０ｇ。
１．３　测定方法
土壤微生物数量采用稀释平板涂抹法［２３］分离计数。细菌培养采用牛肉膏蛋白胨培养基，真菌采用马铃薯－
蔗糖琼脂培养基，放线菌采用改良高氏１号培养基，接种后于２８℃恒温培养，每个稀释度做３次重复。培养结束
后在３种选择性平板培养基上分别选择菌落数量大、生长旺盛的微生物作为优势类群。在无菌计数后的３种选
择性平板培养基上，分别挑取单个有代表性的菌落在相应的培养基上采用平板划线法纯化。参照文献［２４～２８］
中的方法对优势菌株进行分类鉴定到属。纤维素、木质素、灰分测定采用范氏（ＶａｎＳｏｅｓｔ）洗涤纤维分析法［２９］，
水溶性糖采用酸水解铜还原直接滴定法，粗蛋白测定采用凯氏定氮蒸馏法［３０］。土壤水分含量测定为准确称取１０
ｇ土壤样品，于１０５℃烘箱里烘干至恒重，待冷却后称重，计算土壤含水量。
１．４　数据分析方法
试验数据分析采用ＯｆｆｉｃｅＥｘｃｅｌ２００３和ＤＰＳ６．５５统计软件，进行单因素方差（Ｏｎｅ－ＷａｙＡＮＯＶＡ）分析，
不同处理之间多重比较采用Ｄｕｎｃａｎ新复极差法。
８１１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
２　结果与分析
２．１　细根草根分解的土壤微生物数量变化
图１　分解过程中微生物数量的变化
犉犻犵．１　犆犺犪狀犵犲狊狅犳狋犺狉犲犲犽犻狀犱狊狅犳犿犻犮狉狅狅狉犵犪狀犻狊犿狊
犮狅狌狀狋狊犱狌狉犻狀犵狋犺犲犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀
试验结果表明，在分解试验开始之前各处理与
ＣＫ均是细菌占优势，在０～３０ｄ内细菌、真菌数量
都增加（图１），３０ｄ后三者数量又急剧下降；在６０～
９０ｄ真菌数量又有１个上升趋势，达到第２次高峰
值；就放线菌而言，在３０～６０ｄ，处理１，３和ＣＫ的
数量都呈下降趋势，处理２和４在６０～９０ｄ才有所
下降。９０ｄ以后各处理放线菌数量又迅速上升，处
理１和３的数量小于处理２和４。ＣＫ中由于未添
加新鲜的有机残体，分解初期是细菌占优势，随着分
解的进行，易降解物质被耗尽，转而以放线菌占优
势。
细根以及草根在分解过程中释放的矿质元素、
有机质等养分，为土壤微生物提供了生长繁殖所必
需的物质和能源，就土壤微生物总数而言，不同分解
时间段各处理土壤微生物总数与ＣＫ表现出显著性
差异 （犘＜０．０５）（表１）。１２０ｄ以后，细根、草根混
合处理的微生物总数大于添加单一细根和草根的处
理（犘＜０．０５）。添加径级０～１ｍｍ 与添加１～２
ｍｍ细根的处理在分解９０ｄ后其微生物总数才有
显著性差异，表明在分解９０ｄ前细根径级的大小与
土壤微生物数量没有相关性。主要是因为２个径级
细根所含微生物可利用的可溶性物质较少，１～２
ｍｍ细根其木质素含量大于０～１ｍｍ细根（表２）。
２．２　细根草根分解的几种土壤微生物优势类群组
成变化
由于细根、草根本身组成成分是复杂多样的，随
着物质的分解难易程度不同，各种分解微生物类群
出现的时间也不相同，并且随着细根、草根分解的进
行，微生物类群随时间推移而出现更替现象。
表１　不同分解时间各处理微生物总数
犜犪犫犾犲１　犜狅狋犪犾犿犻犮狉狅犫犻犪犾犮狅狌狀狋狊犻狀犱犻犳犳犲狉犲狀狋狋狉犲犪狋犿犲狀狋狊狉犲犾犪狋犲犱狑犻狋犺犳犻狀犲
狉狅狅狋狊犪狀犱犵狉犪狊狊狉狅狅狋狊犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀 ×１０３ＣＦＵ／ｇ干土Ｄｒｙｓｏｉｌ
处理 Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ０ｄ ３０ｄ ６０ｄ ９０ｄ １２０ｄ
１ ５１．７０±４．１１ａ ４２３．３０±７８．２９ｃｄ ２３０．８０±３４．３２ｃ ４５３．００±１４．１１ｂ ４０７．６３±１０４．２０ｂ
２ ５１．６８±６．４９ａ ６２９．５３±１７９．１４ｂｃ ２４４．９２±２０．３３ｃ ２９５．３３±５１．９１ｃ ３１６．３０±６．０８ｃ
３ ５６．００±５．５１ａ １１７６．００±１５０．１５ａ ４２４．６７±１９．４０ａ ４５２．３３±４９．０８ｂ ５７４．８３±２６．６６ｂ
４ ５４．５２±１．７７ａ ８３０．１７±２９８．２１ａｂ ３２７．１７±１７．３４ｂ ６４０．００±２３．３０ａ ６０８．８０±９６．８４ａ
ＣＫ ５１．７２±２．９９ａ １２１．２８±３２．０１ｄ ２２．０４±１．３７ｄ １３．９０±０．５６ｄ １２．５３±１．６８ｄ
　注：平均值±标准差。表中同列相同字母表示差异不显著（犘＞０．０５），下同。
　Ｎｏｔｅ：Ｔｈｅｄａｔａｉｎｔｈｅｔａｂｌｅｗｅｒｅｅｘｐｒｅｓｓｅｄａｓｍｅａｎ±ＳＤ．Ｖａｌｕｅｓｓｕｆｆｉｘｅｄｗｉｔｈｓａｍｅｌｅｔｔｅｒｓｗｉｔｈｉｎｏｎｅｃｏｌｕｍｎｍｅａｎｎｏｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔ
犘＞０．０５，ｔｈｅｓａｍｅｂｅｌｏｗ．
９１１第１８卷第４期 草业学报２００９年
表２　细根、草根初始化学成分含量
犜犪犫犾犲２　犐狀犻狋犻犪犾犮犺犲犿犻犮犪犾犮狅狀狋犲狀狋狊狅犳犳犻狀犲狉狅狅狋狊犪狀犱犵狉犪狊狊狉狅狅狋狊 ％
根系类型
Ｒｏｏｔｔｙｐｅ
水溶性总糖
Ｗａｔｅｒｓｏｌｕｂｌｅｓｕｇａｒ
粗蛋白
Ｃｒｕｄｅｐｒｏｔｅｉｎ
半纤维素
Ｈｅｍｉｃｅｌｕｌｏｓｅ
纤维素
Ｃｅｌｕｌｏｓｅ
木质素
Ｌｉｇｎｉｎ
灰分
Ａｓｈ
０～１ｍｍ细根Ｆｉｎｅｒｏｏｔ ４．２ ２．０５ １３．１ ２１．９４ １６．１６ １．１２
１～２ｍｍ细根Ｆｉｎｅｒｏｏｔ ３．８ １．４８ １１．２ １８．７９ ２０．８５ ２．０１
草根 Ｇｒａｓｓｒｏｏｔ ５．２ ２．８６ １９．４ ２８．０６ ３．８５ ７．８１
２．２．１　细根草根分解的优势细菌类群　对细菌优势类群进行分离、纯化后鉴定结果表明，参与细根分解的细菌
主要属于假单胞菌属（犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊）和芽孢杆菌属（犅犪犮犻犾犾狌狊）。分解３０ｄ后，假单胞菌属数量表现出ＣＫ＞处理
３＝处理４＞处理１＞处理２（犘＜０．０５）（表３），分解９０ｄ后其数量大小顺序为处理１＝处理３＝处理４＞处理２＝
ＣＫ，１２０ｄ后各处理间没有显著差异，但与ＣＫ表现出显著性差异（犘＜０．０５）。尽管假单胞菌属数量在对照ＣＫ
中最初表现为最大，但随着能量消耗殆尽其数量逐渐降低，而添加细根、草根的处理保证了新鲜物质的供应，其数
量大于对照，这说明假单胞菌属能利用新物质作为自身的能量，参与了细根、草根分解过程。就芽孢杆菌属而言，
分解进行３０ｄ后，其数量表现为处理４＝ＣＫ＞处理３＞处理１＞处理２（犘＜０．０５）。在以后各分解时期ＣＫ的芽
孢杆菌数量逐渐降低，９０ｄ以后，各处理的数量都大于ＣＫ（犘＜０．０５），说明芽孢杆菌属也参与了细根草根的分
解。
表３　细根、草根分解过程中优势细菌类群
犜犪犫犾犲３　犇狔狀犪犿犻犮狊狅犳狊犲狏犲狉犪犾狆狉犲狆狅狀犱犲狉犪狀狋犫犪犮狋犲狉犻犪犵狉狅狌狆狊狉犲犾犪狋犲犱狑犻狋犺犳犻狀犲
狉狅狅狋狊犪狀犱犵狉犪狊狊狉狅狅狋狊犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀 ×１０３ＣＦＵ／ｇ干土Ｄｒｙｓｏｉｌ
处理
Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
０ｄ
Ⅰ Ⅱ
３０ｄ
Ⅰ Ⅱ
６０ｄ
Ⅰ Ⅱ
９０ｄ
Ⅰ Ⅱ
１２０ｄ
Ⅰ Ⅱ
１ １８．７８±１．０７ａ５．７０±０．６１ａ ３１．２２±１．４７ｃ ６．４３±０．５４ｃ １９．７８±１．４１ｂ ５．３６±０．７１ｃ ９．４７±２．４７ａ ５．５５±１．３８ｂ ３．７３±０．９７ａ７．２４±１．８９ａｂ
２ １６．８７±１．３３ａ５．３５±１．２３ａ ２１．２５±０．８５ｄ ４．１６±０．２２ｄ ２．１２±０．３６ｄ １．２１±０．２１ｃ １．２８±０．２０ｂ ０．７７±０．１４ｃ ３．８０±１．２５ａ５．８０±２．１１ｂ
３ １７．６７±２．０８ａ５．００±１．０９ａ ３７．２０±１．５３ｂ ８．４５±１．２０ｂ ２６．３０±１．８２ａ１６．７１±４．８９ａ １０．４７±０．４８ａ ６．４０±０．６１ａ ４．６７±１．３４ａ９．２４±２．３８ａ
４ １８．００±２．００ａ４．７５±０．６２ａ ３７．９１±５．９５ｂ１２．１９±１．３０ａ １６．８１±１．６８ｃ１０．１０±１．７３ｂ １０．１２±０．４６ａ ６．１５±０．５７ａ ４．１１±０．４２ａ５．２０±０．７０ｂ
ＣＫ １８．０１±２．６１ａ５．６６±１．４９ａ ６７．９０±６．５０ａ１０．６７±１．２５ａ ６．４９±０．８８ｃ １．２８±０．１９ｃ １．０４±０．１４ｂ ０．２１±０．０４ｃ ０．２３±０．１０ｂ０．２０±０．０９ｃ
　Ⅰ：假单胞菌属犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊；Ⅱ：芽孢杆菌属犅犪犮犻犾犾狌狊．
２．２．２　细根草根分解的优势真菌类群　真菌优势类群鉴定结果表明主要属于木霉属（犜狉犻犮犺狅犱犲狉犿犪）、青霉属
（犘犲狀犻犮犻犾犾犻狌犿）和曲霉属（犃狊狆犲狉犵犻犾犾狌狊）。不同处理细根分解过程中，真菌的优势类群发生了明显的变化（表４）。
分解试验未开始前，木霉属在各处理间以及各处理与ＣＫ都没有显著性差异，未见曲霉属，处理２和３中出现青
霉属，两者之间也无显著性差异。在以后的各个分解时期内，各处理的木霉属、青霉属数量都比对照大，表现出显
著性差异。分解３０ｄ后处理１和４中出现曲霉属，与对照相比差异显著，分解进行１２０ｄ后处理３和４才出现曲
霉属，与对照也有显著差异。由以上差异性比较可以得出木霉属、青霉属参与细根草根的早期分解过程，而曲霉
属则参与后期木质素等物质的分解过程。
２．２．３　细根草根分解的优势放线菌类群　对放线菌优势类群纯化后鉴定表明主要为游动放线菌属（犃犮狋犻狀狅
狆犾犪狀犲狊）、链霉菌属（犛狋狉犲狆狋狅犿狔犮犲狊）、诺卡氏菌属（犖狅犮犪狉犱犻犪）。各处理中游动放线菌属、链霉菌属、诺卡氏菌属在分
解进行之前没有显著性差异（表５）。分解进行９０ｄ后，游动放线菌数量表现为处理４＞处理３＝处理１＞处理２
＞ＣＫ（犘＜０．０５）；在６０，９０和１２０ｄ处理３和４的游动放线菌数量都大于对照ＣＫ（犘＜０．０５）。分解进行６０ｄ以
后，链霉菌属和诺卡氏菌属数量都表现为处理３＞处理４＞ＣＫ（犘＜０．０５），而处理１和２在１２０ｄ以后才表现出
大于ＣＫ，这说明链霉菌属和诺卡氏菌属参与细根草根分解后期木质素等物质的分解。
０２１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
表４　细根、草根分解过程中优势真菌类群
犜犪犫犾犲４　犇狔狀犪犿犻犮狊狅犳狊犲狏犲狉犪犾狆狉犲狆狅狀犱犲狉犪狀狋犳狌狀犵犻犵狉狅狌狆狊狉犲犾犪狋犲犱狑犻狋犺犳犻狀犲
狉狅狅狋狊犪狀犱犵狉犪狊狊狉狅狅狋狊犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀 ×１０３ＣＦＵ／ｇ干土Ｄｒｙｓｏｉｌ
处理
Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
３０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
６０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
９０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
１２０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
１
７．９２±
３．８１ａ
０ｂ ０
８０．３６±
２５．８０ｃｄ
１０４．５１±
２５．８５ｃｄ
１６．２２±
３．７４ａ
９５．７５±
１４．２２ｂ
７８．２５±
１４．０１ｂ
１０．２４±
９．０４ａ
１８５．３３±
７．１５ａ
１２７．３５±
４．９８ａ
３６．１９±
１．３６ａ
８１．９０±
２８．４３ａ
２１２．８１±
５５．４８ａ
３０．１２±
２．５２ｂ
２
５．５１±
２．６０ａ
１．００±
０．２０ａ
０
１３９．９４±
４２．１４ｂｃ
２０８．８１±
７０．６７ｂｃ
０ｄ
９４．５３±
８．７７ｂ
１１１．１６±
１２．４７ａ
０ｂ
１３８．９３±
２５．０７ｂ
１１０．５５±
１８．５１ａｂ
０ｃ
４７．８９±
１．８６ｂ
１６９．０４±
９．１３ａ
１４．０４±
１．３２ｂ
３
７．３３±
３．５２ａ
２．５２±
１．４０ａ
０
３５６．４３±
５２．３０ａ
４４０．５３±
７９．０９ａ
０ｄ
１４８．０３±
２１．１３ａ
５６．８８±
７．１１ｃ
１２．７４±
１．５７ａ
９６．３７±
３５．８０ｃ
４６．０８±
１６．８５ｃ
２５．３２±
１０．２０ｂ
７１．８７±
１４．０４ａｂ
１４８．６７±
３６．１２ａ
３０．９８±
６．７６ｂ
４
３．１８±
１．３０ａ
０ｂ ０
２２０．３７±
９３．２１ｂ
３１４．２１±
１２６．１０ａｂ
９．４６±
４．０１ｂ
１４２．７１±
１５．５８ａ
６４．４３±
６．８９ｂｃ
０ｂ
２０１．７７±
１８．１７ａ
９８．２９±
１６．３３ｂ
２０．５２±
２．７０ｂ
９０．９０±
１８．９２ａ
１７４．１７±
３７．３２ａ
１９７．７８±
１５．２３ａ
ＣＫ
８．１２±
３．５０ａ
１．２７±
０．２５ａ
０
０．７３±
０．１９ｄ
０ｅ
０．０９±
０．０２ｃ
１．８８±
０．２０ｃ
０．２４±
０．０３ｄ
０ｂ
１．０９±
０．２２ｄ
０ｄ ０ｃ
２．１４±
０．０６ｃ
０．０６±
０．００ｂ
０ｃ
　Ⅰ：木霉属犜狉犻犮犺狅犱犲狉犿犪；Ⅱ：青霉属犘犲狀犻犮犻犾犾犻狌犿；Ⅲ：曲霉属犃狊狆犲狉犵犻犾犾狌狊．
表５　细根、草根分解过程中优势放线菌类群
犜犪犫犾犲５　犇狔狀犪犿犻犮狊狅犳狊犲狏犲狉犪犾狆狉犲狆狅狀犱犲狉犪狀狋犪犮狋犻狀狅犿狔犮犲狊犵狉狅狌狆狊狉犲犾犪狋犲犱狑犻狋犺犳犻狀犲
狉狅狅狋狊犪狀犱犵狉犪狊狊狉狅狅狋狊犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀 ×１０３ＣＦＵ／ｇ干土Ｄｒｙｓｏｉｌ
处理
Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ
０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
３０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
６０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
９０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
１２０ｄ
Ⅰ Ⅱ Ⅲ
１
１．６４±
０．２５ａ
５．１３±
０．４９ａ
３．１０±
０．１１ａ
２４．６３±
４．６３ａ
６７．９０±
１２．０９ａ
３７．２６±
９．３１ａ
３．０９±
０．０９ｃ
７．３８±
０．２２ｃ
４．２３±
０．１９ｃ
３．５３±
０．７４ｂ
１７．２４±
３．３８ｃ
６．６２±
１．２８ｂ
３．６６±
０．９５ｃ
３１．７４±
７．８８ｂ
１０．５８±
２．６０ｃ
２
１６．４０±
０．２４ａ
４．４３±
０．４５ａ
２．５３±
０．５２ａ
７．０４±
２．２８ｂ
４１．９５±
１３．７７ｂｃ
１７．４４±
５．９４ｃ
１．８９±
０．１３ｃ
４．７７±
０．１６ｃｄ
２．２７±
０．０９ｃ
２．２６±
０．１４ｃ
８．１８±
０．４１ｄ
２．３８±
０．１５ｃ
２．４７±
０．２９ｃ
２１．６６±
２．６９ｂ
９．４１±
１．２６ｃ
３
１４．４７±
０．３２ａ
４．０８±
０．３７ａ
２．８６±
０．２６ａ
８．１０±
１．５２ｂ
２８．２４±
５．３０ｂ
１２．１９±
１．３４ｂｃ
３６．７３±
２．３１ａ
７４．９９±
６．６７ａ
４８．６３±
３．６４ａ
４．１１±
０．３８ｂ
５１．９２±
４．８３ａ
３１．９５±
２．３７ａ
２１．５２±
４．５３ａ
１７２．８５±
３４．６５ａ
１１８．３９±
２１．２９ａ
４
１５．１５±
０．５５ａ
４．７５±
０．７１ａ
２．５１±
０．５７ａ
６．６０±
０．７９ｂ
２０．０１±
２．６８ｃ
１４．１６±
３．０３ｂ
１４．３６±
２．１９ｂ
２３．４１±
３．６２ｂ
１７．８７±
３．１０ｂ
１１．４６±
０．２５ａ
２８．０７±
３．２３ｂ
４．６２±
０．２６ｂ
１３．４３±
３．８７ｂ
１５９．８４±
４２．６３ｂ
４１．５１±
１１．７３ｂ
ＣＫ
１．９３±
０．７８ａ
４．２８±
０．９４ａ
２．７０±
０．９７ａ
４．７７±
３．４９ｂ
１５．９０±
１１．４３ｃ
２．９７±
２．０８ｃ
３．０５±
０．２８ｃ
０．９４±
０．０７ｄ
４．３７±
０．４０ｃ
０．７７±
０．１６ｄ
０．３６±
０．０７ｅ
１．２４±
０．２３ｃ
０．１１±
０．０４ｃ
０．１４±
０．０５ｄ
０．９０±
０．３７ｄ
　Ⅰ：游动放线菌属犃犮狋犻狀狅狆犾犪狀犲狊；Ⅱ：链霉菌属犛狋狉犲狆狋狅犿狔犮犲狊；Ⅲ：诺卡氏菌属犖狅犮犪狉犱犻犪．
３　讨论
３．１　不同处理方式细根草根分解的土壤微生物数量变化
向土壤中添加细根、草根的各处理，其土壤微生物细菌、真菌、放线菌与对照相比，含量可增加几倍至几十倍。
其原因是添加的细根、草根有利于土壤有机物质的积累，导致土壤微生物数量的增加。分解３０ｄ以前，细菌数量
占微生物总数的比例最大，分别为６１．５４％（处理１），５８．０３％（处理２），５７．１４％（处理３），６０．５５％（处理４）和
５５．７７％（ＣＫ）；分解３０ｄ以后，各处理细菌数量出现下降趋势。随着分解进程的延续，各处理转变为以真菌和放
线菌占优势，对照中以放线菌占优势［３１，３２］。真菌在分解不易分解的木质素等物质时比细菌更具有优势，放线菌
具有类似于真菌菌丝的丝状结构，可以产生降解木质素的酶，参与木质素的分解［３３］。因而随着时间的延长，木质
素、纤维素等难溶物质残留积累下来，真菌和放线菌是参与这些物质分解过程的主要分解者。
１２１第１８卷第４期 草业学报２００９年
分解过程中细根、草根早期质量的损失在很大程度上与易分解的碳化合物有关，如细根初始水溶性提取物，
而后期质量损失与难分解的含碳化合物有关，如木质素［３４，３５］。本试验中扁穗牛鞭草草根含有难分解的木质素比
２种径级细根的少（表２），易分解的化学成分如水溶性糖、粗蛋白等多。因此分解的前６０ｄ，添加扁穗牛鞭草草根
处理的土壤微生物总数比其他处理多，直到９０ｄ以后向土壤中添加细根和草根混合物的处理其土壤微生物数量
大于添加单一细根和添加单一草根的处理。说明了光皮桦与扁穗牛鞭草复合种植能促进土壤微生物数量增加，
有利于林下土壤养分循环，能够提高林地自培肥的能力。
３．２　不同处理方式细根分解的几种土壤微生物优势类群组成变化
土壤微生物在森林枯落物分解、土壤有机物分解、转化等代谢活动中起着重要作用［３６］。凋落物化学性状影
响分解凋落物的土壤微生物组成和活性［３７，３８］。各化学组成成分的分解、转变的难易程度，常引起微生物类群的
变化或发生更替现象。早在２０世纪４０～７０年代很多微生物学家的观察和分析都已经证实了有机残体分解的不
同时期，发育着不同类型的微生物，其优势类群不断交替变化［３９］。在本研究中，分解３０～９０ｄ内，假单胞菌属所
占细菌比例较大，分别为６３．０％～８２．９％，５２．７％～８１．５％，６２．４％～８３．６％和５８．６％～７５．７％。添加细根和草
根的处理假单胞菌属细菌数量大于单一细根的处理，这是因为假单胞菌属主要利用可溶性的物质生长，而草根含
有较多的这类物质（表２）；９０ｄ后各处理的芽孢杆菌数量才大于ＣＫ（犘＜０．０５），其数量表现出大于假单胞菌属
数量，这就说明了芽孢杆菌属在培养的较晚阶段才出现，两者随时间的延续出现更替现象。
真菌由于能分解纤维素、木质素等较难分解的物质，在森林生态系统的凋落物分解过程中养分循环以及土壤
腐殖质的形成中起着重要作用。许多研究表明根据利用的基质，真菌被划分为３种功能群［４０，４１］。木质纤维素分
解者主要利用木质素和碳水化合物，使凋落物质量发生明显的损失；纤维素分解者优先分解碳水化合物，木质素
质量发生轻微变化或无变化；糖真菌主要利用可溶性糖。青霉属、曲霉属和木霉属属于分解纤维素和果胶质能力
较强的类群［２２］。本研究中，分解１２０ｄ后，这３种菌在各处理中都占有较大比例，这与张淑贤［４２］对森林枯叶分解
过程中真菌特性的研究结果相同。曲霉属与木霉属均为腐生菌，在分解的９０和１２０ｄ，处理４中两者数量之和
（２２２．２９×１０３ 和２９８．６８×１０３ＣＦＵ／ｇ干土）大于其他处理，在一定程度上指示了添加混合根的处理土壤中有机
质养分含量高［４３］，说明了光皮桦与扁穗牛鞭草复合种植能促进土壤有机质的提高，提高土壤肥力。
链霉菌属、小单胞菌属（犕犻犮狉狅犿狅狀狅狊狆狅狉犪）、孢囊链霉菌属（犛狋狉犲狆狋狅狊狆狅狉犪狀犵犻狌犿）和诺卡氏菌属等这类群中有
１１％～６５％的放线菌具有分解纤维素的能力［２２］。Ｃｒａｗｆｏｒｄ［４４］早在２０世纪７０年代就证明了链霉菌属还能够分
解木质素。本研究中随着分解过程的进行，１２０ｄ后各处理与对照相比链霉菌属和诺卡氏菌属数量明显大于分
解初期的数量，而游动放线菌属呈下降趋势，说明链霉菌属和诺卡氏菌属也是细根中较难分解物质的分解者。
参考文献：
［１］　ＳｉｌｖｅｒＷＬ，ＭｉｙａＲＫ．Ｇｌｏｂａｌｐａｔｔｅｒｎｓｉｎｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ：Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｓｏｆｃｌｉｍａｔｅａｎｄｌｉｔｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｅｆｆｅｃｔｓ［Ｊ］．Ｏｅｃｏｌｏｇｉａ，
２００１，１２９：４０７４１９．
［２］　廖利平，邓仕坚，于小军，等．不同连载代数杉木人工林细根生长、分布与营养物质分泌特征［Ｊ］．生态学报，２００１，２１（４）：５６９
５７３．
［３］　丁玲玲，祁彪，尚占环，等．东祁连山亚高山草地土壤微生物功能群数量动态及其与土壤环境关系［Ｊ］．草业学报，２００７，１６（２）：
９１８．
［４］　ＯｓｎｏｎｏＴ．Ｃｌｏｎｉｚａｔｉｏｎａｎｄｓｕｃｃｅｓｓｉｏｎｏｆｆｕｎｇｉｄｕｒｉｎｇｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆ犛狑犻犱犪犮狅狀狋狉狅狏犲狉狊犪ｌｅａｆｌｉｔｔｅｒ［Ｊ］．Ｍｙｃｏｌｏｇｉａ，２００５，
９７（３）：５８９５９７．
［５］　ＯｓｏｎｏＴ．Ｐｈｙｌｏｓｐｈｅｒｅｆｕｎｇｉｏｎｌｅａｆｌｉｔｔｅｒｏｆ犉犪犵狌狊犮狉犲狀犪狋犪：Ｏｃｃｕｒｒｅｎｃｅ，ｃｏｌｏｎｉｚａｔｉｏｎ，ａｎｄｓｕｃｃｅｓｓｉｏｎ［Ｊ］．ＣａｎａｄａＪｏｕｒａｌＢｏｔ
ａｎｙ，２００２，８０：４６０４６９．
［６］　ＫｏｉｄｅＫ，ＯｓｏｎｏＴ，ＴａｋｅｄａＨ．Ｆｕｎｇａｌｓｕｃｃｅｓｓｉｏｎａｎｄｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆ犆犪犿犲犾犾犻犪犼犪狆狅狀犻犮犪ｌｅａｆｌｉｔｔｅｒ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｅｓｅａｒｃｈ，
２００５，２０：５５９６０９．
［７］　ＯｓｎｏＴ，ＨｉｒｏｓｅＤ，ＦｊｉｍａｋｉＲ．Ｆｕｎｇａｌｃｏｌｏｎｉｚａｔｉｏｎａｓａｆｆｅｃｔｅｄｂｙｌｉｔｔｅｒｄｅｐｔｈａｎｄｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｓｔａｇｅｏｆｎｅｅｄｌｅｌｉｔｔｅｒ［Ｊ］．Ｓｏｉｌ
ＢｉｏｌｏｇｙａｎｄＢｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００６，３８：２７４３２７５２．
２２１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４
［８］　ＳｃｈａｅｆｅｒＭ．Ｔｈｅｓｏｉｌｆａｕｎａｏｆａｂｅｅｃｈｆｏｒｅｓｔｏｎｌｉｍｅｓｔｏｎｅ：Ｔｒｏｐｈｉｃｓｔｒｕｃｔｕｒｅａｎｄｅｎｅｒｇｙｂｕｄｇｅｔ［Ｊ］．Ｏｅｃｏｌｏｇｉａ，１９９０，８２：１２８
１３６．
［９］　ＴｏｐｏｌｉａｎｔｚＳ，ＰｏｎｇｅＪＦ，ＶｉａｕｘＰ．Ｅａｒｔｈｗｏｒｍａｎｄｅｎｃｈｙｔｒａｅｉｄａｃｔｉｖｉｔｉｅｓｕｎｄｅｒｄｉｆｆｅｒｅｎｔａｒａｂｌｅｆａｒｍｉｎｇｓｙｓｔｅｍｓ，ａｓｅｘｅｍｐｌｉｆｉｅｄ
ｂｙｂｉｏｇｅｎｉｃｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ［Ｊ］．ＰｌａｎｔａｎｄＳｏｉｌ，２０００，２２５：３９５１．
［１０］　ＧｒｉｚａｌｅＧ，ＳｅａｓｔｅｄｔＴＲ．Ｓｏｉｌｆａｕｎａａｎｄｐｌａｎｔｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｉｎｔｒｏｐｉｃａｌａｎｄｓｕｂａｌｐｉｎｅｆｏｒｅｓｔｓ［Ｊ］．Ｅｃｏｌｏｇｙ，２００１，８２：９５５
９６４．
［１１］　ＨｆｅｒＨ Ｗ，ＨａｎａｇａｒｔｈＭＣ，ＧａｒｃｉａＣ，犲狋犪犾．ＳｔｒｕｃｔｕｒｅａｎｄｆｕｎｃｔｉｏｎｏｆｓｏｉｌｆａｕｎａｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓｉｎＡｍａｚｏｎｉａｎａｎｔｈｒｏｐｏｇｅｎｉｃ
ａｎｄｎａｔｕｒａｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．ＥｕｒｏｐｅａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＳｏｉｌＢｉｏｌｏｇｙ，２００１，３７：２２９２３５．
［１２］　胡宗达，叶充，胡庭兴，等．扁穗牛鞭草对土壤理化性质的影响研究［Ｊ］．草业学报，２００８，１７（３）：１７２２．
［１３］　刘闯，胡庭兴，李强，等．巨桉林草间作模式中牧草光和生理生态适应性研究［Ｊ］．草业学报，２００８，１７（１）：５８６５．
［１４］　张学权，胡庭兴，叶充，等．模拟林（竹）－草种植模式遮荫对扁穗牛鞭草的光合速率、生长的影响及其经济效益分析［Ｊ］．草业
学报，２００６，１５（２）：５４５９．
［１５］　刘子雄，朱天辉，张健．不同退耕还林模式下土壤微生物区系分析［Ｊ］．南京林业大学学报（自然科学版），２００５，２９（４）：４５４８．
［１６］　刘子熊，朱天辉，张健．两种不同退耕还林模式下的土壤微生物特性研究［Ｊ］．水土保持学报，２００６，２０（３）：１３２１３５．
［１７］　范冰，李贤伟，张健，等．三倍体毛白杨－黑麦草复合生态系统林木细根与草根的分解及养分动态［Ｊ］．应用生态学报，２００５，
１６（１１）：２０３０２０３４．
［１８］　范冰，李贤伟，张健，等．退耕还林地三倍体毛白杨与黑麦草复合模式细根和草根的分解动态［Ｊ］．林业科学，２００７，４３（增刊）：
１６．
［１９］　董慧霞，李贤伟，张健，等．退耕地三倍体毛白杨林地细根生物量及其与土壤水稳性团聚体的关系［Ｊ］．林业科学，２００７，
４３（５）：２４２９．
［２０］　张秀娟，梅莉，王政权，等．细根分解研究及其存在的问题［Ｊ］．植物学通报，２００５，２２（２）：２４６２５４．
［２１］　ＺａｋＤＲ，ＰｒｅｇｉｔｚｅｒＫＳ，ＫｉｎｇＪＳ，犲狋犪犾．ＥｌｅｖａｔｅｄａｔｍｏｓｐｈｅｒｉｃＣＯ２ｆｉｎｅｒｏｏｔｓ，ａｎｄｔｈｅｒｅｓｐｏｎｓｅｏｆｓｏｉｌｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ：Ａｒｅ
ｖｉｅｗａｎｄｈｙｐｏｔｈｅｓｉｓ［Ｊ］．ＮｅｗＰｈｙｔｏｌｏｇｉｓｔ，２０００，１４７：２０１２２２．
［２２］　亚历山大 Ｍ．土壤微生物学导论［Ｍ］．北京：科学出版社，１９８３．
［２３］　赵斌，何绍江．微生物学试验［Ｍ］．北京：科学出版社，２００２．
［２４］　中国科学院南京土壤研究所微生物实验室．土壤微生物研究方法［Ｍ］．北京：科学出版社，１９８５．
［２５］　布坎南ＲＥ，吉本斯ＮＥ．伯杰细菌鉴定手册［Ｍ］．中国科学院微生物研究所《伯杰细菌鉴定手册》翻译组，译．北京：科学出
版社，１９８４．
［２６］　魏景超．真菌鉴定手册［Ｍ］．上海：上海科学技术出版社，１９７９．
［２７］　阮继生，刘志恒，梁丽糯，等．放线菌研究及应用［Ｍ］．北京：科学出版社，１９９０．
［２８］　瓦克斯曼著ＳＡ．放线菌第二卷属和种的分类、鉴定和描述［Ｍ］．北京：科学出版社，１９７４．
［２９］　ＶａｎＳｏｅｓｔＰＪ，ＷｉｎｅＲＨ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎｏｆｌｉｇｎｉｎａｎｄｃｅｌｕｌｏｓｅｉｎａｃｉｄｄｅｔｅｒｇｅｎｔｆｉｂｒｅｗｉｔｈｐｅｒｍａｎｇａｎａｔｅ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌｏｆｔｈｅ
ＡｓｓｏｃｉａｔｉｏｎｏｆＯｆｆｉｃｉａｌＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＣｈｅｍｉｓｔｓ，１９６８，５１：７８０７８５．
［３０］　鲍士旦．土壤农化分析［Ｍ］．北京：中国农业出版社，２００５．
［３１］　许光辉，郑鸿元，周煦卿，等．森林枯枝落叶分解过程的微生物学特性［Ｊ］．生态学报，１９８２，２（１）：１１１８．
［３２］　郑鸿元，李凤珍，卢跃波，等．长白山北坡阔叶红松林下土壤枯叶分解过程中微生物学性的研究［Ｊ］．生态学杂志，１９８７，６（３）：
６１３．
［３３］　ＣｈａｐｉｎⅢ ＦＳ，ＭａｔｓｏｎＰＭ，ＭｏｏｎｅｙＨ Ａ．ＰｒｉｎｃｉｐｌｅｓｏｆＴｅｒｒｅｓｔｒｉａｌＥｃｏｓｙｓｔｅｍＥｃｏｌｏｇｙ［Ｍ］．ＮｅｗＹｏｒｋ：Ｓｐｒｉｎｇ－Ｖｅｒｌａｇ，
２００２．１５１１７５．
［３４］　林成芳，杨玉盛，陈光水，等．杉木人工林细根分解和养分释放及化学组成变化［Ｊ］．亚热带资源与环境学报，２００８，３（１）：１５
２３．
［３５］　ＴｓｕｃｈｉｙａＭ．ＮｕｔｒｉｅｎｔｄｙｎａｍｉｃｓａｎｄｌｅａｆｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｉｎａｓｕｂｔｒｏｐｉｃａｌｍａｎｇｒｏｖｅｆｏｒｅｓｔａｔＯｕｒａＢａｙ，Ｏｋｉｎａｗａ，Ｊａｐａｎ
［Ｊ］．Ｔｒｅｅｓ，２００２，１６：１７２１８０．
［３６］　宋漳，朱锦懋，杨玉盛．闽北常绿阔叶林土壤微生物学特性的研究［Ｊ］．福建林学院报，２０００，２０（４）：３１７３２０．
［３７］　ＢｅｒｇＢ．Ｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎａｎｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｔｕｒｎｏｖｅｒｉｎｎｏｒｔｈｅｒｎｆｏｒｅｓｔｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＦｏｒｅｓｔＥｃｏｌｏｇｙａｎｄＭａｎａｇｅｍｅｎｔ，２０００，
３２１第１８卷第４期 草业学报２００９年
１３３：１３２２．
［３８］　胡亚林，汪思龙，黄宇，等．凋落物化学组成对土壤微生物形状及土壤酶活性的影响［Ｊ］．生态学报，２００５，２５（１０）：２６６２２６６８．
［３９］　陈文新．土壤与环境微生物学［Ｍ］．北京：北京农业大学出版社，１９８９．
［４０］　ＯｓｏｎｏＴ．Ｅｆｆｅｃｔｓｏｆｐｒｉｏｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｂｅｅｃｈｌｅａｆｌｉｔｔｅｒｂｙｐｈｙｌｏｓｐｈｅｒｅｆｕｎｇｉｏｎｓｕｂｓｔｒａｔｅｕｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｂｙｆｕｎｇａｌｄｅｃｏｍｐｏｓ
ｅｒｓ［Ｊ］．Ｍｙｃｏｓｃｉｅｎｃｅ，２００３，４４：４１４５．
［４１］　ＫｏｉｄｅＫ，ＯｓｎｏｎＴ，ＴａｋｅｄａＨ．Ｆｕｎｇａｌｓｕｃｃｅｓｓｉｏｎａｎｄｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆ犆犪犿犲犾犾犻犪犼犪狆狅狀犻犮犪ｌｅａｆｌｉｔｔｅｒ［Ｊ］．ＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＲｅ
ｓｅａｒｃｈ，２００５，２０：５９９６０９．
［４２］　张淑贤．森林枯叶分解过程中真菌的特性［Ｊ］．生态学杂志，１９８８，７６：３０３２．
［４３］　焦如珍，杨承栋．不同代杉木人工林根际及非根际土壤微生物数量及种类的变化［Ｊ］．林业科学研究，１９９９，１２（１）：１３１８．
［４４］　ＣｒａｗｆｏｒｄＤＬ．Ｌｉｇｎｏｃｅｌｕｌｏｓｅｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｂｙｓｅｌｅｃｔｅｄｓｔｒｅｐｔｏｍｙｃｅｓｓｔｒａｉｎｓ［Ｊ］．ＡｐｐｌｉｅｄａｎｄＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＭｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，
１９７８，３５：１０４１１０４５．
犞犪狉犻犲狋犻犲狊狅犳狊狅犻犾犿犻犮狉狅狅狉犵犪狀犻狊犿狊犱犲犮狅犿狆狅狊犻狀犵犅犲狋狌犾犪犾狌犿犻狀犻犳犲狉犪犳犻狀犲狉狅狅狋狊犪狀犱犎犲犿犪狉狋犺狉犻犪犮狅犿狆狉犲狊狊犪狉狅狅狋狊
ＲＯＮＧＬｉ１，ＬＩＸｉａｎｗｅｉ１，ＺＨＵＴｉａｎｈｕｉ２，ＺＨＡＮＧＪｉａｎ１，ＹＵＡＮ Ｗｅｉｙａｎｇ１，ＷＡＮＧＱｉａｏ１
（１．ＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＥｃｏｌｏｇｉｃａｌＦｏｒｅｓｔｒｙＥｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，ＳｉｃｈｕａｎＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，
Ｙａ’ａｎ６２５０１４，Ｃｈｉｎａ；２．ＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＦｏｒｅｓｔＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎ，Ｓｉｃｈｕａｎ
ＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｙａ’ａｎ６２５０１４，Ｃｈｉｎａ）
犃犫狊狋狉犪犮狋：Ｆｉｎｅｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｔｅｎｐｌａｙｓａｎｉｍｐｏｒｔａｎｔｒｏｌｅｉｎｍａｉｎｔａｉｎｉｎｇｓｏｉｌｆｅｒｔｉｌｉｔｙａｎｄｍａｓｓｎｕｔｒｉｅｎｔ
ｃｙｃｌｉｎｇｉｎｓｏｉｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ．Ａｓｉｒｒｅｐｌａｃｅａｂｌｅｄｅｃｏｍｐｏｓｅｒｓｏｆｆｉｎｅｒｏｏｔｓ，ｓｏｉｌｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓａｒｅｃｌｏｓｅｌｙｌｉｎｋｅｄｔｏ
ｂｉｏｅｌｅｍｅｎｔｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ．Ｂｉｒｃｈ（犅犲狋狌犾犪犾狌犿犻狀犻犳犲狉犪）－ｇｒａｓｓ（犎犲犿犪狉狋犺狉犻犪犮狅犿狆狉犲狊狊犪）ｉｓａｓｕｃｃｅｓｓｆｕｌｆｏｒｅｓｔａｎｄ
ｇｒａｓｓｃｏｍｐｏｕｎｄｍｏｄｅｌｆｏｒｃｏｎｖｅｒｔｉｎｇｆａｒｍｌａｎｄｔｏｆｏｒｅｓｔａｎｄｉｓｂｅｎｅｆｉｃｉａｌｔｏｔｈｅｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ
ａｎｄｅｃｏｎｏｍｙ．Ｔｈｅｒｅｉｓａｌａｃｋｏｆｉｎｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｎｑｕａｎｔｉｔｉｅｓｏｆｓｏｉｌｍｉｃｒｏｂｅｓｉｎｒｅｌａｔｉｏｎｔｏｆｉｎｅｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
ａｎｄｆｅｗｐｕｂｌｉｓｈｅｄｒｅｐｏｒｔｓｏｎｓｏｉｌｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓｉｎｂｉｒｃｈｇｒａｓｓｐｌａｎｔａｔｉｏｎｓ．Ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ，ｓｏｉｌｍｉｃｒｏｂｉａｌａｍｏｕｎｔ
ａｎｄｄｏｍｉｎａｎｔｍｉｃｒｏｂｉａｌｇｒｏｕｐｓｄｕｒｉｎｇｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｏｆｆｉｎｅｒｏｏｔｓａｎｄｇｒａｓｓｒｏｏｔｓｗｅｒｅｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄｉｎｏｒｄｅｒｔｏ
ｏｂｔａｉｎａｎｕｎｄｅｒｓｔａｎｄｉｎｇｏｆｔｈｅｍｅｃｈａｎｉｓｍｓｏｆｆｉｎｅｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ．Ｂｉｒｃｈｆｉｎｅｒｏｏｔｓａｎｄｇｒａｓｓｒｏｏｔｓｆｒｏｍａ
ｂｉｒｃｈｇｒａｓｓｃｏｍｐｏｕｎｄｍｏｄｅｌｉｎｃｏｎｖｅｒｔｉｎｇｆａｒｍｌａｎｄｔｏｆｏｒｅｓｔｉｎＨｏｎｇｙａ，Ｓｉｃｈｕａｎ，ｗｅｒｅｕｓｅｄｉｎａ１２０ｄｌａｂｏｒａ
ｔｏｒｙｉｎｃｕｂａｔｉｏｎｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔ．Ｔｈｅｒｏｏｔｓｗｅｒｅｍｉｘｅｄｗｉｔｈｔｈｅｓａｍｅｓｏｉｌｉｎｔｈｅｆｏｌｏｗｉｎｇｆｉｖｅｔｒｅａｔｍｅｎｔｓ：１）０－１
ｍｍｂｉｒｃｈｆｉｎｅｒｏｏｔｓ，２）１－２ｍｍｂｉｒｃｈｆｉｎｅｒｏｏｔｓ，３）ｇｒａｓｓｒｏｏｔｓ，４）０－２ｍｍｂｉｒｃｈｆｉｎｅｒｏｏｔｓ＋ｇｒａｓｓｒｏｏｔｓ，
ａｎｄ５）ｎｏｒｏｏｔｓ（ＣＫ）．Ｔｒｅａｔｍｅｎｔｓｏｆａｄｄｉｔｉｏｎｏｆｆｉｎｅｒｏｏｔｓ（ａｎｄｇｒａｓｓｒｏｏｔｓ）ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｉｎｃｒｅａｓｅｄｓｏｉｌｍｉｃｒｏ
ｂｉａｌｃｏｎｔｅｎｔ．Ｔｈｅｒａｎｋｅｄｏｒｄｅｒｓｏｆｔｏｔａｌｍｉｃｒｏｂｉａｌｃｏｎｔｅｎｔｗｅｒｅ：Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ４＞ｔｒｅａｔｍｅｎｔ３＝ｔｒｅａｔｍｅｎｔ１＞
ｔｒｅａｔｍｅｎｔ２（犘＜０．０５）．Ｆｕｎｇｉｐｌａｙｅｄａｍｏｒｅｉｍｐｏｒｔａｎｔｒｏｌｅｉｎｆｉｎｅｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｔｈａｎｂａｃｔｅｒｉａａｎｄａｃｔｉｎｏ
ｍｙｃｅｔｅｓ．Ｅｉｇｈｔｄｏｍｉｎａｎｔｍｉｃｒｏｂｉａｌｇｒｏｕｐｓｗｅｒｅｉｓｏｌａｔｅｄａｎｄｉｄｅｎｔｉｆｉｅｄ．犘狊犲狌犱狅犿狅狀犪狊，犜狉犻犮犺狅犱犲狉犿犪，ａｎｄ犃犮狋犻
狀狅狆犾犪狀犲狊ｐｌａｙｅｄｔｈｅｍｏｓｔｉｍｐｏｒｔａｎｔｒｏｌｅａｔｔｈｅｉｎｉｔｉａｌｐｈａｓｅｏｆｆｉｎｅａｎｄｇｒａｓｓｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ，ｗｈｉｌｅ犅犪犮犻犾
犾狌狊，犃狊狆犲狉犵犻犾犾狌狊，犘犲狀犻犮犻犾犾犻狌犿，犛狋狉犲狆狋狅犿狔犮犲狊，ａｎｄ犖狅犮犪狉犱犻犪ｄｏｍｉｎａｔｅｄｔｈｅｌａｔｅｒｐｈａｓｅｏｆｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ．Ｒｅｇ
ｕｌａｒｆｌｕｃｔｕａｔｉｏｎｓｗｅｒｅｎｏｔｏｂｓｅｒｖｅｄｄｕｒｉｎｇｔｈｅｆｉｒｓｔ１２０ｄｏｆｔｈｅｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｐｒｏｃｅｓｓｅｓｂｕｔａｆｔｅｒ１２０ｄｅｉｇｈｔ
ｄｏｍｉｎａｎｔｍｉｃｒｏｂｉａｌｇｒｏｕｐｓｉｎｃｒｅａｓｅｄｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ（犘＜０．０５）．Ｔｈｅｄｉｆｆｅｒｅｎｔｔｒｅａｔｍｅｎｔｓｗｉｔｈｂｉｒｃｈｆｉｎｅｒｏｏｔｓ
ａｎｄｇｒａｓｓｒｏｏｔｓｇｒｅａｔｌｙｉｎｆｌｕｅｎｃｅｄｓｏｉｌｍｉｃｒｏｂｉａｌａｍｏｕｎｔａｎｄｔｈｅｄｏｍｉｎａｎｔｍｉｃｒｏｂｉａｌｇｒｏｕｐｓｉｎｒｏｏｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉ
ｔｉｏｎ．
犓犲狔狑狅狉犱狊：ｆｉｎｅｒｏｏｔ；ｇｒａｓｓｒｏｏｔ；ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ；ｓｏｉｌｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍ；ｃｏｎｖｅｒｓｉｏｎｏｆｆａｒｍｌａｎｄｔｏｆｏｒｅｓｔ
４２１ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２００９） Ｖｏｌ．１８，Ｎｏ．４