2023, Vol. 55
2. 浙江大学环境与资源学院, 杭州 310058;
3. 广西大学商学院, 南宁 530004
随着我国休闲农业和乡村旅游的快速发展，浙江一些农村地区积极推进农旅融合，推动农业结构调整，优化乡村空间结构，开发乡村旅游资源，建设乡村旅游设施，开展农家乐，将一些水田转换为休闲农业和乡村旅游发展用地，改种经济林、花卉、苗圃、果树等经济作物，以迎合游客的休闲娱乐、观赏游玩、采摘体验等需求。土地利用方式改变后，水分管理、养分管理、耕作方式及人为活动对土壤的干扰作用发生相应变化，土壤水热状况改变，继而引起土壤形态、养分状况和微生物群落发生演变。
目前，农业生态环境已成为国内外研究热点，很多学者开展了农业旅游地生态环境保护[1-2]，以及土地利用方式改变后土壤pH、有机质和养分等性质变化[3-6]等方面研究，而关于农旅融合背景下水田改林地后土壤形态特征及微生物群落演替方面的研究却鲜有报道。因此，本研究以浙江省宁绍水网平原为研究区，利用空间替代时间，系统研究农业旅游因素影响下水田改林地后土壤剖面形态学特征、土壤环境因子及微生物群落的演变趋势，准确监测水田改制后土壤环境指标和微生物指标的变化，为深入理解乡村土地利用方式改变后土壤生态环境变化，促进乡村旅游地土壤生态保护，实现土地资源可持续利用提供依据。
1 材料与方法 1.1 研究区概况研究区位于浙江省绍兴市柯桥区福全镇赵家畈村，平均海拔为4.8 m，地处宁绍河网平原，属于中北亚热带季风气候过渡带，平均气温为15.0 ~ 18.1℃，年均降水量为1 060 ~ 2 000 mm，成土母质为湖相沉积物，土壤为青紫泥，在土壤系统分类中属于铁渗水耕人为土[7]。近年来，研究区积极推进农旅融合发展，水田改为休闲农业和乡村旅游发展用地，推广休闲农业观光和农家乐等旅游形式，在种植经济作物的同时，发展乡村旅游。
1.2 土样采集选择种植水稻及种植樟树12 a和19 a(由水田改成林地，简称“水改林”)的3块样地，采集铁渗水耕人为土系列剖面土壤样品。每一样地设置3个重复剖面，所有剖面之间直线距离不超过200 m。水田样品采集时，田面落干；樟树林采样时，选择两棵樟树中间空地，以尽量避免破坏樟树根系。剖面均挖掘到地下水位以下，根据土壤发育状况，确定土壤发生层深度。采集分层土壤样品时，将3个重复剖面相同发生层土壤混合构成1个混合土样。将采集的土样分为两部分：一部分风干后，过0.25 mm和0.15 mm土筛，用于土壤理化指标测定；另一部分用冰块冷藏带回实验室，冷冻干燥后置于–80 ℃冰箱，用于测定土壤微生物磷脂脂肪酸含量。样地信息详见表 1。
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表 1 土壤剖面样地信息 Table 1 Basic information of soil profiles |
土壤颜色采用芒塞尔土壤标准比色卡法鉴定(新版标准土色帖，日本)；自然含水量采用烘干法测定；容重采用环刀法测定；坚实度用土壤耐压力表示，采用坚实度计测定。土壤有机质采用重铬酸钾–浓硫酸外加热法测定；全氮采用凯氏定氮法测定；碱解氮采用碱解扩散法测定；全量铁采用HF-HClO4-HNO3消化、游离态铁采用DCB(连二硫酸钠–柠檬酸钠–碳酸氢钠)法提取、活性铁采用草酸铵–草酸缓冲液(pH 3.2)提取、亚铁采用Al2(SO4)3溶液提取，然后采用邻菲啰啉比色法测定。各指标具体测定步骤详见文献[8-9]。
土壤微生物磷脂脂肪酸(PLFAs)测定方法如下：称取3.000 g冷冻干燥后的土壤样品于特氟龙管内，用氯仿–甲醇–柠檬酸盐缓冲液提取总脂类，通过硅胶柱层析法分离得到磷脂脂肪酸，然后经碱性甲酯化后用气相色谱分析土壤微生物磷脂脂肪酸的含量。气相色谱分析仪为Agilent 6890N气相色谱仪(FID检测器)。同时，结合MIDI Sherlock微生物鉴定系统(Version 4.5)对各成分脂肪酸进行鉴定，并生成磷脂脂肪酸图谱，以正十九烷酸甲酯(19:0)作为内标[10]。
文中土壤剖面及发生层形态采用佳能相机(EOS M3)拍照，文中数据采用Excel 2016进行整理和分析。
2 结果与分析 2.1 土壤物理性状变化研究区水田改林地后，地下水位明显下降，从95 cm下降到112 cm(图 1)。土壤结构体类型发生变化，表层土壤由团块状(长度以5 ~ 30 mm为主)转变为块状(长度以15 ~ 60 mm为主)；亚表层土壤由块状(长度以20 ~ 50 mm为主)转变为大块状(长度以 > 40 mm为主)(。水田耕作层和犁底层土壤中锈色斑纹分别约占结构面的30% 和25%，改林地后锈色斑纹逐渐减少直至消失(图 1、图 2和表 2)，根孔颜色变暗，连续性被破坏(图 2和表 2)。水田土壤犁底层中存在大块鳝血斑(图 2F)，改林地后鳝血斑数量减少，最后完全消失(图 2和表 2)。水改林12 a后，土壤颜色亮度和彩度增加，表层和亚表层土壤由棕黑色(2.5Y3/1)和橄榄黑色(5Y3/1)转变为暗灰黄色(2.5Y4/2)和灰色(5Y4/1)，水改林19 a后转变为暗灰黄色(2.5Y4/2)(图 1、图 2和表 2)；淀积层颜色变化不明显，上部为灰色(7.5Y4/1)，下部为黑色(2.5GY 2/1)，并含有大量赤褐色(5YR4/4)铁锰斑纹和豆渣状铁锰聚集体(图 2C和2D)；潜育层(脱潜层)下部土壤均为灰色(N5/0)，其颜色变化不明显(图 1、图 2和表 2)。
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(ZJP-33、ZJP-04和ZJP-06分别代表水田、水改林12年和水改林19年土壤剖面) 图 1 水田和林地土壤剖面 Fig. 1 Soil profiles of paddy field and forest lands |
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(A：耕作层(从左至右依次为水田、水改林12 a和19 a土壤，B、C、D和E图下同)；B：犁底层；C：淀积层上部；D：淀积层下部；E：脱潜层斑纹及色彩对比照；F：水田犁底层鳝血斑原图；G：水田犁底层鳝血斑显微镜下照片；H：水改林12 a土壤脱潜层根孔) 图 2 水田和林地土壤剖面各发生层形态特征 Fig. 2 Morphology characteristics of different layers of soil profiles in paddy field and forest lands |
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表 2 水改林后土壤剖面形态特征变化 Table 2 Changes of morphology characteristics with land-use conversion from paddy field to forest land |
由图 3可知，水改林后，表层和亚表层土壤含水率明显下降，土壤各发生层坚实度均增加，其中耕作层土壤坚实度从0.38 kg/cm3增加到了2.06 kg/cm3和2.96 kg/cm3，最大增幅为6.79倍。水田表层和亚表层土壤容重分别为0.95和1.07 g/cm3，水改林12 a土壤增加到1.18和1.20 g/cm3，水改林19 a土壤增加到1.27和1.29 g/cm3，最大增幅可达33.7%。水改林后土壤孔隙度呈下降趋势，耕作层土壤孔隙度最大降幅达18.4%，剖面中淀积层(氧化还原层)上部土壤坚实度和容重整体高于其他发生层。
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图 3 水改林后土壤物理性质变化 Fig. 3 Changes of soil physical properties with land-use conversion from paddy field to forest land |
水改林后，土壤pH明显下降，表层土壤pH从5.57下降到4.55。由于水田表层灌溉水淋溶作用影响，水田亚表层土壤pH略低于林地土壤。水改林后土壤有机质含量下降，表层和亚表层土壤下降最为明显，最大降幅分别达到42.08% 和57.06%(图 4)。
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图 4 水改林后土壤pH和有机质变化 Fig. 4 Changes of soil pH and organic matter with land-use conversion from paddy field to forest land |
从图 5可以看出，水改林19 a后，土壤表层和亚表层中全铁和游离氧化铁含量增加，土壤表层全铁和游离氧化铁增幅分别为7.44% 和8.70%；土壤表层和亚表层活性铁含量下降，降幅分别为18.20% 和47.70%。淀积层上部(25 ~ 47 cm)受地表水和地下水影响较小，土壤水分含量降低，致使土壤中部分活性铁转化为晶质铁，从而引起该发生层中的土壤活性铁含量降低。由于离子态铁“泵升”到第四层(47 ~ 88 cm)而淀积，致使该层土壤活性铁含量略微增加，这与Sah等[11]关于离子态铁“泵升”到上层土壤的结论基本一致。水田耕作层和犁底层土壤中铁氧化物的晶胶比分别为0.67和1.03，水改林12 a后分别增加到1.06和1.90，水改林19 a后分别增加到1.22和3.14，这主要与土壤中大量活性铁逐渐老化为晶质铁有关。
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图 5 水改林后土壤氧化铁含量变化 Fig. 5 Changes of soil iron oxide content with land-use conversion from paddy field to forest land |
水改林后，土壤剖面中亚铁含量呈降低趋势，其中表层和亚表层土壤亚铁含量降低最明显，其中水改林19 a后耕层土壤亚铁仅为水田土壤耕层含量的8.44%(图 5)。土壤亚铁与活性铁的变化趋势基本一致，土壤剖面中亚铁与活性铁呈极显著正相关，相关性系数为0.75。而剖面中淀积层的亚铁含量，明显低于其他发生层(图 5)。
2.3 土壤微生物多样性变化土壤微生物PLFAs分析(图 6、表 4)表明，水改林后耕层土壤微生物含量及多样性发生明显变化。水田、水改林12 a和水改林19 a土壤微生物PLFAs总量分别为198.14、127.14和109.82 nmol/g土，最大降幅为44.57%。对图 6中含量较高的典型PLFAs生物标记进行分析，代表放线菌的特征脂肪酸16:010Me，从10.32 nmol/g土下降到8.30 nmol/g土；代表真菌的特征脂肪酸18:1ω9c，从12.55 nmol/g土下降到5.79 nmol/g土；代表厌氧细菌的特征脂肪酸18:1ω7c的绝对含量和相对含量分别降低了70.8% 和47.2%。代表好氧细菌的特征脂肪酸i15:0和i16:0的相对含量在水改林19 a后，分别增加了61.2% 和104.3%。
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(纵坐标为微生物鉴定系统(MIDI Sherlock)测出的峰值，横坐标表示不同微生物特征脂肪酸出现峰值的时间) 图 6 水改林后土壤耕作层微生物PLFAs图谱变化 Fig. 6 Changes of PLFAs chromatography of soil microbes in tillage layers with land-use conversion from paddy field to forest land |
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表 4 土壤耕作层微生物PLFAs含量 Table 4 PLFAs contents of microbes in tillage layers |
通常采用一种或多种PLFAs生物标记表示土壤细菌、真菌、放线菌、原生动物等微生物的绝对含量和相对丰度，如用cy19:0 ω8c、i19:0、18:1 ω7c、18:1 ω5c、18:00、17:0 ISO 3OH、cy 17:0、a17:0、17:00、a16:0、16:1 ω9c、16:1 ω5c、16:00、16:0 Nalcohol、15:0 3OH、15:0 2OH、i15:0、15:00、a15:0、i14:0、14:00和12:00表征细菌的特征脂肪酸；用20:1 ω9c、18:3 ω6c(6, 9, 12)、18:2 ω6c和18:1 ω9c来表征真菌的特征脂肪酸；用19:0(10Me)、18:0(10Me)、17:0(10Me)和16:0(10Me)表征放线菌的特征脂肪酸；用20:2 ω6, 9c和20:4 ω6, 9, 12, 15c来表征原生动物的特征脂肪酸；用18:1 ω5c、18:1 ω7c、cy17:0、17:1 ω8c、和16:1 ω5c表征革兰氏阴性细菌的特征脂肪酸；用a18:0、a17:0、i17:0、a16:0、i16:0、a15:0、i15:0和i14:0表征革兰氏阳性细菌的特征脂肪酸；用18:1 ω7c表征厌氧细菌的特征脂肪酸；用17:0、a17:0、i17:0、i16:0、a15:0、i15:0和15:0表征好氧细菌的特征脂肪酸[12-17]。本研究中，水改林后土壤微生物PLFAs总量下降44.57%，放线菌/细菌比值和原生动物/细菌比值的最大增幅分别为7.69% 和16.67%。在水田、水改林12 a和水改林19 a土壤中好氧细菌与厌氧细菌比值分别为2.82、3.89和5.43，最大增幅可达92.6%；革兰氏阴性细菌与革兰氏阳性细菌比值分别为0.64，0.44和0.35，最大降幅为45.3%(表 5)。
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表 5 耕层土壤中不同种类土壤微生物比例 Table 5 Ratios of different microbes in tillage layers |
在乡村旅游和农业不断融合发展的背景下，大面积水田转换为休闲农业和乡村旅游发展用地而改种经济作物。水田改林地后，由于地表灌溉水补给量明显减少，地下水位及表层土壤含水率呈现下降趋势，这与方利平和章明奎[18]的研究结果基本一致。随着土壤含水率下降，土粒之间因水分降低而发生收缩，伴随着活性铁因脱水向晶质铁的转化，氧化铁胶结其他矿物形成坚实的结构体[8]，土体颗粒由于氧化铁的胶结而硬化，引起土壤坚实度增加、结构体体积增大；加之有机质含量下降、翻耕减少和游人踩踏等因素影响，进一步加剧土壤硬化，并引起土壤容重增加，土壤孔隙度下降，不利于作物生长。水田改林地后，土壤表层淹水饱和与排水落干的干湿交替情况不复存在，锈色斑纹、鳝血斑等新生体很难形成，水田中原有的锈色斑纹和鳝血斑逐渐失去鲜亮色泽、逐步淡化和破碎化，最后与整个土体混合直至消失。由于土壤挤压和黏粒淀积等因素影响，淀积层上部土壤坚实度和容重均高于其他发生层。水田改林地后，随着土壤有机质含量下降、大量Fe(Ⅱ)被氧化为Fe(Ⅲ)等因素影响[8, 19]，土壤颜色亮度和彩度增加。
3.2 土壤化学性质演变特征及机理水田改林地后，水田土壤中原有的大量NH4+-N在硝化细菌的作用下转化为NO2‑-N和NO3--N，同时大量Fe2+和Mn2+等离子被氧化，释放出氢离子，加之酸性肥料施用量增加，引起表层土壤pH下降。水田淹水条件下，土壤水分条件限制了空气中的氧气向土壤扩散，改林地后，土壤更加充分地暴露在空气中，加速了土壤有机质的化学氧化；加之进入土壤的植物残体减少以及微生物分解有机质速度加快等因素影响，土壤有机质含量下降，其中表层和亚表层土壤有机质含量下降最为明显。淀积层下部(47 ~ 88 cm)靠近地下水，水分含量较高，氧气相对缺乏，氧化作用和细菌的分解作用缓慢，植物残体和有机质不能充分分解，因而土壤有机质含量高于淀积层上部(25 ~ 47 cm)。
水田改林地后，由于灌溉水减少，人为滞水状况消失，剖面中还原淋溶、氧化淀积作用明显减弱甚至消失，林地中土壤表层和亚表层因还原淋溶而损失的全铁和游离氧化铁减少，因而林地表层和亚表层土壤全铁和游离氧化铁含量比水田土壤中的含量高。水田改林地后，由于土壤含水率和有机质含量下降，对氧化铁结晶化抑制作用减弱，土壤中大量活性铁脱水向晶质铁转化，致使表层和亚表层活性铁含量下降，这与Takahashi等[3]的研究结果一致。水田改林地后，剖面中土壤Fe(Ⅱ)含量下降，主要与氧化还原电位升高，大量Fe(Ⅱ)在化学氧化和微生物的作用下被氧化为Fe(Ⅲ)有关。
3.3 土壤生物学性质演变特征及机理水田改林地后由于土壤含水率、有机质下降，微生物生长必需的水分和营养物质减少；土壤结构体变大、硬化，土壤孔隙度下降，对微生物生长微环境带来负面影响，不利于微生物生长与繁殖，引起表层土壤微生物PLFAs总量及多数微生物含量下降，这与杨东伟等[20]的研究结果基本一致。在淹水植稻条件下，表层土壤主要处于厌氧还原状态；水田改林地后土壤通气性改善，更适宜于好氧细菌、放线菌和原生动物生存，因而好氧细菌/厌氧细菌比值、放线菌/细菌比值以及原生动物/细菌比值均增加，革兰氏阴性细菌/革兰氏阳性细菌比值降低。水田改林地前期由于土壤通气性改善，真菌与细菌比值增加；而后期随着土壤养分含量下降，真菌与细菌比值又呈现下降趋势。
4 结论农旅融合背景下，大面积水田转换为休闲农业和乡村旅游发展用地，土地利用方式改变后土壤发生层形态结构、微形态特征、理化性质和微生物特性均发生明显变化。水田改林地后，人为滞水状况消失，土壤干湿交替的水分状况不再明显，土壤自然含水量明显下降，土壤结构体体积、坚实度和容重增大，亮度和彩度增加，孔隙度下降；表层土壤pH、有机质含量下降，表层土壤全铁和游离铁含量增加，活性铁和亚铁含量明显下降。土壤微生物群落结构发生变化，好氧细菌/厌氧细菌比值和原生动物/细菌比值均增加，革兰氏阴性细菌/革兰氏阳性细菌比值降低。总之，农旅融合背景下水田改林地对土壤生态环境带来显著影响，引起土壤酸化、硬化、结构变差、固碳能力减弱，引起土壤微生物总量下降，对植被生长带来负面影响，不利于土壤的可持续利用。本研究同时表明，监测土壤性状及微生物学特征是评价土地利用变化影响效应及土壤可持续利用的一种有效方式。
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2. College of Environment and Resources, Zhejiang University, Hangzhou 310058, China;
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