张丹，刘宏斌，马忠明，唐文雪，魏焘，杨虎德，李俊改，王洪媛

（1中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/农业部面源污染控制重点实验室，北京 100081；2甘肃省农业科学院，兰州 730070；3甘肃省农业科学院土壤肥料与节水农业研究所，兰州 730070）

残膜对农田土壤养分含量及微生物特征的影响

张丹1，刘宏斌1，马忠明2，唐文雪3，魏焘3，杨虎德3，李俊改1，王洪媛1

（1中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/农业部面源污染控制重点实验室，北京 100081；2甘肃省农业科学院，兰州 730070；3甘肃省农业科学院土壤肥料与节水农业研究所，兰州 730070）

【目的】探究残膜对土壤养分含量和生物学特征的影响，明确产生危害的土壤残膜强度限值，为中国残膜污染防治工作提供理论支撑。【方法】于2011—2015年在甘肃张掖设置0（CK）、150 kg·hm-2（T1）、300 kg·hm-2（T2）、450 kg·hm-2（T3）以及600 kg·hm-2（T4）残膜梯度试验，并测定不同残膜强度下土壤理化性状、微生物量碳氮、微生物群落丰度以及土壤酶活性等关键指标。【结果】残膜对土壤含水量、有机质（SOM）、全氮（TN）、铵态氮（NH4

残膜；土壤肥力；微生物量；微生物丰度；酶活性

0 引言

【研究意义】地膜作为重要的生产资料，对提高农民收益和保障粮食安全具有重要意义[1]。同时，地膜难以降解的特性及其在农田中的不合理利用，造成中国农田土壤中残膜的大量积累，新疆地区地膜残留强度最高可达502.2 kg·hm-2[2]。随着土壤中地膜残留强度的增加，残膜带来的负面效应日益凸显，如土地质量恶化、作物产量下降、环境污染等[3-4]。因此，研究残膜对土壤质量的影响对于残膜防治工作具有重要的指导意义。【前人研究进展】残膜对土壤物理性质影响较大，造成土壤板结、孔隙度减小、水分移动受阻、通透性变差等一系列问题[5-6]。例如，残膜强度为200 kg·hm-2时，将明显影响土壤水分的上下移动，饱和导水率仅为无膜处理的 12%[7]；土壤中残膜强度为360 kg·hm-2时，土壤容重较对照增加5.8%—7.2%[8]。同时，残膜影响土壤化学性状，导致土壤肥力下降，董合干等[9]研究结果表明，随着地膜残留强度的升高，土壤有机质、碱解氮、有效磷和有效钾含量下降，残膜强度达到2 000 kg·hm-2时，其含量分别降低16.7%、55.0%、60.3%、17.9%。但也有试验表明，残膜强度为0—400 kg·hm-2时对土壤的化学性质影响不大[8]。造成试验结果存在差异的原因为试验周期短和残膜强度差异较大。【本研究切入点】近年来，中国农用地膜用量不断增加，农田土壤大量地膜残留造成的“白色污染”现象普遍，然而残膜对土壤化学性质的影响研究较少，且存在一定争议[9]，尤其残膜强度对土壤微生物特征的影响研究鲜有报道。【拟解决的关键问题】本研究拟通过5年不同残膜强度梯度田间试验，分析残膜对农田土壤养分以及土壤微生物特征的影响，探讨残膜强度对土壤质量的影响机制，明确产生危害的土壤残膜强度限值，为中国残膜污染防治工作提供理论支撑。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验于2011—2015年在甘肃省农业科学院张掖节水农业试验站（39.4°N，99.0°E）进行。试验站位于甘肃省河西走廊中部，海拔1 570 m，年平均日照时数3 085 h，平均气温7℃，≥10℃积温2 896℃，无霜期153 d。该地区属于温带大陆性干旱气候，年降水量不足130 mm，平均年蒸发量2 075 mm，属于典型的“无灌溉就无农业”的干旱灌溉地区，具有西北绿洲灌溉农业区的典型特征。供试土壤类型为灌淤土，质地轻壤，试验前采集0—20 cm耕层土壤测定土壤现化性质：田间持水量为 31.7%，土壤有机质含量7.9 g·kg-1，速效磷24.7 mg·kg-1，速效钾82.0 mg·kg-1。

1.2 试验设计

2011年播种前，人工将地膜剪碎为边长 5 cm和边长10 cm的正方形碎片，将两种大小的碎片以1∶1的比例混合后，按地膜残留强度 0（CK）、150 kg·hm-2（T1）、300 kg·hm-2（T2）、450 kg·hm-2（T3）和600 kg·hm-2（T4）5个水平，把剪碎的地膜铺在地表，播种前随整地作业混入耕层。每个处理设置3次重复，采用随机区组排列，每个小区面积为22 m2。

种植作物类型为玉米，品种沈丹-16号，种植行距40 cm，株距20 cm，每公顷播种量为12.5万株左右。采用全膜平作栽培，地膜使用量为 90 kg·hm-2，玉米收获后人工回收当年覆盖的大块残膜，部分小块地膜仍保留在土壤中，补充因耕作或大风带走的初始残膜量，以保证试验过程中残膜强度基本稳定。玉米全生育期灌溉4次，灌溉定额为5 250 m3·hm-2，分别于拔节期、大喇叭口期、吐丝期、灌浆中期进行灌溉，比例为 20∶30∶30∶20。氮肥（N）施用量为 270 kg·hm-2，磷肥（P2O5）施用量为195 kg·hm-2，肥料品种分别为尿素（N 46%）、过磷酸钙（P2O516%）。磷肥全作底肥，氮肥40%作底肥，30%大喇叭口期追施（条施），30%吐丝期期追施（条施）。

1.3 测定指标及方法

2015年作物收获后（10月），采用多点取样法取各小区0—20 cm耕层土壤混合样，将土壤带回实验室，过2 mm筛，部分鲜土4℃冰箱保存，并于7 d内测定土壤含水量、铵态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3--N）、微生物量碳（MBC）、微生物量氮（MBN）、土壤微生物群落丰度以及土壤酶活性等指标，另一部分土样进行风干，测定有机质、全氮以及Olsen-P含量。

土壤含水量、有机质、全氮、NH4+-N、NO3--N以及Olsen-P均采用常规的土壤农化分析方法[10]。MBC、 MBN测定采用氯仿熏蒸-0.5 mol·L-1K2SO4提取，Multi N/C 3100总有机碳/总氮分析仪测定[11]。土壤微生物群落丰度采用Biolog（ECO板）微平板法测定（Biolog自动微生物鉴定系统），具体试验步骤如下：称取相当于10 g风干土的新鲜土壤，盛于100 mL灭菌水的三角瓶中，250 r/min振荡10 min，然后用无菌水分步稀释至10-3，取上清液（125 μL）接种到测试板的每个孔中，25℃条件下培养，每间隔24 h用Biolog仪器在590 nm波长下测定其吸光值，试验持续8 d。计算各处理测试板孔中溶液吸光值平均变化率（average well color development，AWCD）和多样性指数（丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及 McIntosh指数），计算公式见表 1[12-13]。采用荧光微孔板检测技术（Varioskan Flash 4.00.53）测定α-葡萄糖苷酶（AG）、β-葡萄糖苷酶（BG）、纤维素酶（CBH）、木聚糖酶（BXYL）以及几丁质酶（NAG）活性[14]（表2），具体测定方法如下：称取1 g鲜土于250 mL三角瓶中，加100 mL灭菌水，250 r/min振荡30 min，取50 μL荧光底物和200 μL土壤悬液加入96孔黑板孔中，25℃条件下培养4 h后加入10 μL的1 mol·L-1NaOH终止反应，采用酶标仪（Varioskan Flash 4.00.53）测定[15]。

1.4 数据处理

采用OriginLab 8.5软件作图，所有数据采用SPSS 19.0进行单因素方差分析（one-way ANOVA），统计分析处理间土壤理化性质、微生物量碳氮、土壤微生物群落丰度以及土壤酶活性之间的差异，多重比较采用Duncan法（P=0.05），平均值在P＜0.05水平下的任何差异具有统计学意义。

表1 计算吸光值平均变化率和土壤微生物群落功能多样性指数公式Table 1 Formulas for average well color development and functional diversity calculations of soil microbial communities

表2 土壤酶功能、底物以及底物浓度Table 2 Extracellular enzymes assayed in soil microcosmos, including their functions, corresponding substrates, and substrate concentrations

2 结果

2.1 残膜对土壤理化性质的影响

5年的大田试验表明，残膜对土壤含水量的影响较大，随着残膜强度的增加，土壤含水量显著增加（P＜0.05）（图1），其中T4处理的土壤含水量最高，为14.5%，比CK处理提高了29.5%，达到显著差异水平（P＜0.05）。少量残膜存在对水分的增加影响不显著，T1处理比CK处理增加了1.2%，T2和T3处理的土壤含水量在12.0%—12.8%之间，略高于CK处理，但无显著性差异（P＞0.05）。

残膜强度显著影响土壤有机质和全氮含量（P＜0.05）（图1）。土壤有机质水平和残膜强度呈线性负相关关系，随着残膜强度的增加，土壤有机质含量显著降低（P＜0.05）。当土壤中残膜强度达到300 kg·hm-2时，土壤有机质含量与CK相比，降低了8.3%，达到显著水平（P＜0.05）。残膜强度为600 kg·hm-2时，土壤有机质含量最低，仅为18.4 g·kg-1，比CK处理降低 13.1%。土壤全氮也表现出随残膜强度增加而显著降低趋势（P＜0.05），残膜强度为600 kg·hm-2时，土壤全氮含量为0.86 g·kg-1，显著低于其他处理（P＜0.05），与CK相比，土壤全氮含量降低9.7%。

图1 残膜强度对土壤含水量、有机质以及全氮含量的影响Fig. 1 Effects of residual plastic film on soil water content, organic matter and total nitrogen

不同处理间土壤 NH4+-N、NO3--N以及 Olsen-P含量存在显著差异（P＜0.05），但三者随残膜强度增加的变化规律不同（图2）。NH4+-N随着残膜强度的增加表现出先增加后降低的趋势。T3处理的NH4+-N含量达到最大，为1.02 mg·kg-1，比CK（0.80 mg·kg-1）提高27.4%，达到显著水平（P＜0.05），随后，土壤NH4+-N含量降低，T4处理NH4+-N含量为0.82 mg·kg-1，显著低于T2和T3处理（P＜0.05）。土壤NO3--N和Olsen-P含量随残膜强度变化趋势基本相同，都表现出随着土壤残膜强度增加而显著降低（P＜0.05），T1处理的NO3--N和Olsen-P含量最大，分别为6.8 mg·kg-1和44.0 mg·kg-1，比CK处理提高3.0%和7.8%，其中Olsen-P达到显著水平（P＜0.05）。T4处理的NO3--N和Olsen-P含量最低，仅为4.3 mg·kg-1和26.0 mg·kg-1，与CK处理相比，分别降低63.2%和36.3%。

2.2 残膜对土壤微生物量和群落丰度的影响

残膜强度对土壤微生物量碳（MBC）和土壤微生物量氮（MBN）含量的影响结果表明（图3），随着残膜强度增加，MBC和MBN含量均呈现先升高后降低的趋势。CK处理下，土壤MBC和MBN含量较低，分别为68.2 mg·kg-1和15.8 mg·kg-1。T1和T2处理的土壤MBC和MBN含量较高，其中T2处理的土壤MBC和MBN含量达到最大，分别为155.5 mg·kg-1和30.4 mg·kg-1，比CK处理增加128.0%和92.4%，存在显著性差异（P＜0.05）。而T3和T4处理的MBC和MBN含量显著降低（P＜0.05），其分布范围分别为15.4—37.9 mg·kg-1和13.0—17.4 mg·kg-1。

图2 残膜量对土壤铵态氮、硝态氮以及有效磷含量的影响Fig. 2 The effect of residual plastic film on soil ammonium, nitrate nitrogen and available phosphorus

图3 残膜量对土壤微生物量碳和微生物量氮含量的影响Fig. 3 The effect of residual plastic film on soil microbial biomass carbon and microbial biomass nitrogen

平均颜色变化率（average well color development，AWCD）表征了微生物群落碳源利用率，是反映土壤微生物活性、微生物群落生理功能多样性的重要指标。连续8 d每间隔24 h测得AWCD值如图4所示，试验开始前2 d，各处理AWCD值较低，且无显著性差异（P＞0.05），而在第2—6 d内AWCD快速增加，各处理间差异逐渐明显，培养后期（7—8 d），AWCD增速变慢，趋于稳定。不同处理间 AWCD变化曲线不同，残膜强度为 150 kg·hm-2时，相同培养时间下AWCD值最高，之后随着残膜强度的增加，AWCD显著降低（P＜0.05）。例如，在培养时间为8 d时，各处理AWCD大小顺序为T1＞CK＞T2＞T3＞T4，其中T1处理的AWCD值最高，为0.94，显著高于其他处理（P＜0.05），T4处理的AWCD值最低，仅为0.74，比最高处理（T1）减少21.3%。

为进一步确定残膜强度对土壤微生物丰度的影响，本文计算了丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及McIntosh指数。计算结果显示（表3），T1处理的丰富度和McIntosh指数最高，与CK相比，分别增加3.7%和10.4%，其中后者达到显著性差异水平（P＜0.05）。T2处理的Shannon指数和Simpson指数最高，分别为3.224和0.961，略高于CK，但无显著性差异（P＞0.05）。而高残膜量下（T3和T4）微生物丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及McIntosh指数降低，与 CK相比，分别减少 5.6%—11.1%，0.6%—2.1%，0.2%—0.3%以及 7.7%—11.9%，除 T3处理 Shannon指数和 Simpson指数以及 T4处理Simpson指数外，其余均达到显著性差异水平（P＜0.05）。

2.3 残膜对土壤酶活性的影响

处理间不同种类酶活性均存在显著性差异（P＜0.05）（表4），T2处理的木聚糖酶和几丁质酶活性较高，分别为847.4和1 317.8 nmol·g-1·h-1，是CK处理相应酶活性（182.5和439.3 nmol·g-1·h-1）的4.6倍和3.0倍。T3处理的α-葡萄糖苷酶、β-葡萄糖苷酶以及纤维素酶活性显著高于其他处理（P＜0.05），分别为553.8、171.2和1 352.0 nmol·g-1·h-1，与其他处理相比，分别提高 15.2%—175.1%、12.6%—74.3%以及70.8%—128.1%。总体而言，T2和T3处理5种酶活性普遍较高，而在低残膜水平和高残膜水平下，酶活性较低，该结果与MBC、MBN规律基本相同。

图4 平均颜色变化率（AWCD）随培养时间变化的曲线Fig. 4 AWCD changes with incubation progress

表3 农田残膜强度对土壤微生物AWCD和多样性指数的影响(培养8天)Table 3 The effects of residual plastic film on AWCD, richness, dominance and eveness indices of soil microbial communities (8 days after incubating)

表4 不同残膜强度处理下的土壤酶活性Table 4 Soil enzyme activities in different amounts of residual plastic film treatment (nmol·g-1·h-1)

3 讨论

3.1 高残膜强度降低土壤养分含量

土壤中残膜的存在会阻碍表层土壤水分的下渗和上移，提高土壤含水量[8]。在甘肃干旱地区，年降雨量低于 130 mm，远小于蒸发量，残膜的存在能够减少土壤表层水分蒸发，提高土壤含水量，有利于土壤保墒[16]。王志超等[7]通过室内模拟试验表明，残膜阻碍土壤过水能力，使得其土壤含水量明显高于无残膜处理。虽然残膜会提高土壤0—20 cm土层含水量，但由于其阻碍水分的下渗，导致土壤30—40 cm土壤含水量显著低于0—20 cm，影响作物根系的下扎，不利于其对土壤水分和养分的吸收[9]。

连续5年的大田试验表明，土壤有机质含量和残膜强度呈显著负相关关系（P＜0.05），残膜强度为600 kg·hm-2时，土壤有机质含量为18.4 g·kg-1，比空白处理低 13.1%，该研究结果与董合干等[17]关于残膜强度500 kg·hm-2时，土壤有机质含量与空白处理相比，降低 16.5%的研究结果相近。其主要原因为残膜影响玉米根系的生长，减少根系生物量，导致有机质输入量降低，有研究表明，当残膜强度达到720 kg·hm-2时，与无残膜处理相比玉米根系生物量降低 12.5%[18]。同时，土壤有机质的腐质化过程需要微生物参与，高残膜强度土壤微生物量和酶活性较低，造成土壤有机质含量降低。土壤总氮随残膜强度的变化规律与有机质相似，主要因为土壤中氮素99%以上来自于有机质，有机质含量降低会导致土壤全氮含量相应的降低[19]。

不同处理间土壤NH4+-N、NO3--N和Olsen-P含量存在显著差异（P＜0.05）。土壤NH4+-N含量表现出随着残膜强度增加先增加后降低的趋势，残膜强度为450 kg·hm-2的处理土壤 NH4+-N含量最高，达到 1.0 mg·kg-1，其原因可能为该残膜强度下土壤含水量增加导致土壤相关酶活性较高，从而有利于氨化作用的进行[20]。残膜强度为600 kg·hm-2时，土壤NH4+-N、NO3--N和Olsen-P含量均显著降低（P＜0.05）。高残膜强度一方面会增加土壤容重，降低孔隙度，影响土壤的通气性[21]，导致反硝化反应增强，N2O和 N2的排放量增加；另一方面，由于土壤有机质含量降低，微生物可利用碳源减少，土壤微生物生长受到抑制，最终影响土壤有机氮的氨化速率和硝化速率[22-24]。

3.2 高残膜强度降低土壤微生物量、微生物群落丰度和酶活性

农田中残膜强度显著影响土壤微生物量碳、氮含量（P＜0.05）。残膜强度≤300 kg·hm-2时，随残膜强度的增加，土壤微生物量碳、氮含量呈显著增加趋势。其原因主要为该阶段土壤含水量增加有利于提高土壤微生物活性[25-26]，当农田中残膜强度大于450 kg·hm-2时，土壤微生物量碳、氮含量呈显著降低（P＜0.05），高残膜强度下土壤有机质含量降低是造成土壤微生物量碳、氮含量较低的重要原因[27]。焦晓光等[28]对不同有机质含量土壤微生物量进行研究发现，有机质含量越高，土壤微生物量就越大。此外，残膜产生的邻苯二甲酸酯类有机污染物，具有致畸、致癌和致突变特点，高残膜强度下，土壤中有机污染物浓度较高，对土壤微生物产生毒害作用越大[29]。

Biolog Eco板测定计算的平均颜色变化率、土壤微生物丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及McIntosh指数分别表征微生物群落碳源利用率、碳源利用总数、物种丰富度、优势种的优势度以及物种均匀度，能够反映微生物群落代谢功能多样性[12-13]。低残膜强度下Eco板平均颜色变化率、土壤微生物丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及McIntosh指数较高，说明其土壤微生物群落物种的数量、优势种的优势度以及各物种的均匀度等较高[30]。残膜强度超过450 kg·hm-2时，土壤微生物群落代谢多样性显著降低（P＜0.05）。其原因与土壤微生量随残膜强度变化的原因相同。

土壤酶是土壤生态系统中最活跃的组分，在营养物质转化和有机质分解过程中起着非常重要的作用，其活性是评价土壤质量和生态健康的重要指标[32]。土壤α-葡萄糖苷酶、β-葡萄糖苷酶、纤维素酶、木聚糖酶以及几丁质酶主要参与有机质分解过程，受土壤水分、有机质、微生物活性等因素的影响[33]，随着残膜强度的增加，以上5种酶活性先增加后降低，残膜强度为300—450 kg·hm-2时，酶活性普遍较高。当残膜强度超过450 kg·hm-2时，土壤酶活性有所降低。由此看出，土壤酶活性随残膜强度变化规律与土壤微生物量碳、氮以及土壤微生物群落丰度变化规律基本一致。主要因为土壤酶主要来源于土壤微生物的活动，土壤微生物量和微生物群落丰度均可影响土壤酶活性。李晨华等[34]研究表明，农田土壤真核微生物、细菌、古菌等丰度与大多数土壤酶活性呈显著正相关关系。

综上所述，农田土壤中低量残膜存在可适当提高土壤微生物量、微生物群落丰度和酶活性，但高残膜强度导致土壤土壤微生物量、微生物群落丰度和酶活性降低。

4 结论

低量残膜存在下可通过保水作用提高土壤微生物活性，而当残膜量超过450 kg·hm-2时，土壤微生物量、微生物群落丰度和土壤酶活性显著降低。同时，长期残膜作用下会降低土壤SOM、TN、NH4+-N、NO3--N以及Olsen-P含量，引起土壤养分退化。因此，对于中国地膜残膜污染较严重的地区，应加大残膜防治工作力度，降低残膜引起的土壤退化风险。

[1] 严昌荣, 刘恩科, 舒帆, 刘勤, 刘爽, 何文清. 我国地膜覆盖和残留污染特点与防控技术. 农业资源与环境学报, 2014, 31(2): 95-102. YAN C R, LIU E K, SHU F, LIU Q, LIU S, HE W Q. Review of agricultural plastic mulching and its residual pollution and prevention measures in China. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2014, 31(2): 95-102. (in Chinese)

[2] ZHANG D, LIU H B, HU W L, QIN X H, MA X W, YAN C R, WANG H Y. The status and distribution characteristics of residual mulching film in Xinjiang, China. Journal of Integrative Agriculture, 2016, 15(11): 2639-2646.

[3] 马辉, 梅旭荣, 严昌荣, 何文清, 李康. 华北典型农区棉田土壤中地膜残留特点研究. 农业环境科学学报, 2008, 27(2): 570-573. MA H, MEI X R, YAN C R, HE W Q, LI K. The residue of mulching plastic film of cotton field in North China. Journal of Agro-Environment Science, 2008, 27(2): 570-573. (in Chinese)

[4] YANG N, SUN Z X, FENG L S, ZENG M Z, CHI D C, MENG W Z, HOU Z W, BAI W, LI K Y. Plastic film mulching for water-efficient agricultural applications and degradable films materials development research. Advanced Materials and Manufacturing Processes, 2015, 30(2): 143-154.

[5] 许香春, 王朝云. 国内外地膜覆盖栽培现状及展望. 中国麻业, 2006, 28(1): 6-11. XU X C, WANG C Y. The status and development trend of cultivation mulch film at home and abroad. Plant Fibers and Products, 2006, 28(1): 6-11. (in Chinese)

[6] 张建军, 郭天文, 樊廷录, 赵刚, 党翼, 王磊, 李尚中. 农用地膜残留对玉米生长发育及土壤水分运移的影响. 灌溉排水学报, 2014, 33(1): 100-102. ZHANG J J, GUO T W, FAN T L, ZHAO G, DANG Y, WANG L, LI S Z. The effect of agricultural residual plastic film on maize growth and development and soil moisture movement. Journal of Irrigation and Drainage, 2014, 33(1): 100-102. (in Chinese)

[7] 王志超, 李仙岳, 史海滨, 孙敏, 丁涛. 农膜残留对土壤水动力参数及土壤结构的影响. 农业机械学报, 2015(5): 1-10. WANG Z C, LI X Y, SHI H B, SUN M, DING T. Effects of residual plastic film on soil hydrodynamic parameters and soil structure. Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery, 2015(5): 1-10. (in Chinese)

[8] 解红娥, 李永山, 杨淑巧, 王娇娟, 吴秀峰, 武宗信. 农田残膜对土壤环境及作物生长发育的影响研究. 农业环境科学学报, 2007, 26(S1): 153-156. XIE H E, LI Y S, YANG S Q, WANG J J, WU X F, WU Z X. Influence of residual plastic film on soil structure, crop growth and development in fields. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2007, 26(S1): 153-156. (in Chinese)

[9] 董合干, 刘彤, 李勇冠, 刘华峰, 王栋. 新疆棉田地膜残留对棉花产量及土壤理化性质的影响. 农业工程学报, 2013, 29(8): 91-99. DONG H G, LIU T, LI Y G, LIU H F, WANG D. Effects of plastic film residue on cotton yield and soil physical and chemical properties in Xinjiang. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2013, 29(8): 91-99. (in Chinese)

[10] 鲁如坤. 土壤和农业化学分析法. 北京：中国农业科技出版社, 2000. LU R K. The Analytic Method of Soil and Agricultural Chemistry. Beijing: China Agricultural Science and Technology Press, 2000. (in Chinese)

[11] 盖霞普, 刘宏斌, 翟丽梅, 任天志, 王洪媛. 生物炭对中性水稻土养分和微生物群落结构影响的时间尺度变化研究. 农业环境科学学报, 2016, 35(4): 719-728. GAI X P, LIU H B, ZHAI L M, REN T Z, WANG H Y. Temporal fluctuation of impacts of corn-stover biochar on nutrients and microbial community structure in a neutral paddy soil. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2016, 35(4): 719-728. (in Chinese)

[12] 杨永华, 姚健, 华晓梅. 农药污染对土壤微生物群落功能多样性的影响. 微生物学杂志, 2000, 20(2): 23-25. YANG Y H, YAO J, HUA X M. Effect of pesticide pollution againstfunctional microbial diversity in soil. Journal of Microbiology, 2000, 20(2): 23-25. (in Chinese)

[13] 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. 应用基础与工程科学学报, 2013, 21(1): 10-19. JIA X, DONG S M, ZHOU C J. Effects of Biolog Eco-plates incubation time on analysis results in microbial ecology researches. Journal of Basic Science and Engineering, 2013, 21(1): 10-19. (in Chinese)

[14] PANDEY D, AGRAWAL M, BOHRA J S. Assessment of soil quality under different tillage practices during wheat cultivation: Soil enzymes and microbial biomass. Chemistry and Ecology, 2015, 31(6): 510-523.

[15] ALLISON S D, CHACON S S, GERMAN D P. Substrate concentration constraints on microbial decomposition. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 79(6): 43-49.

[16] 李荣, 侯贤清. 深松条件下不同地表覆盖对马铃薯产量及水分利用效率的影响. 农业工程学报, 2015, 31(20): 115-123. LI R, HOU X Q. Effects of different ground surface mulch under subsoiling on potato yield and water use efficiency. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(20): 115-123. (in Chinese)

[17] 董合干. 地膜残留对棉花产量影响的极限研究[D]. 石河子: 石河子大学, 2013. DONG H G. The limit effect of film residue on cotton yield[D], Shihezi: Shihezi University, 2013. (in Chinese)

[18] 辛静静, 史海滨, 李仙岳, 梁建财, 刘瑞敏, 王志超. 残留地膜对玉米生长发育和产量影响研究. 灌溉排水学报, 2014, 33(3): 52-54. XIN J J, SHI H B, LI X Y, LIANG J C, LIU R M, WANG Z C. Effects of plastic reside on growth and yield of maize. Journal of Irrigation and Drainage, 2014, 33(3): 52-54. (in Chinese)

[19] 杨丽霞, 陈少锋, 安娟娟, 赵发珠, 韩新辉, 冯永忠, 杨改河, 任广鑫. 陕北黄土丘陵区不同植被类型群落多样性与土壤有机质、全氮关系研究. 草地学报, 2014, 22(2): 291-298. YANG L X, CHEN S F, AN J J, ZHAO F Z, HAN X H, FENG Y Z, YANG G H, REN G X. Relationships among community diversity and soil organic matter, total nitrogen under different vegetation types in the gully region of Loess Region. Acta Agrestia Sinica, 2014, 22(2): 291-298. (in Chinese)

[20] 马芬, 马红亮, 邱泓, 杨红玉. 水分状况与不同形态氮添加对亚热带森林土壤氮素净转化速率及 N2O排放的影响. 应用生态学报, 2015, 26(2): 379-387. MA F, MA H L, QIU H, YANG H Y. Effects of water levels and the additions of different nitrogen forms on soil net nitrogen transformation rate and N2O emission in subtropical forest soils. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015, 26(2): 379-387. (in Chinese)

[21] 李青军, 危常州, 雷咏雯, 王娟, 吴同鲁, 王晓生. 白色污染对棉花根系生长发育的影响. 新疆农业科学, 2008, 45(5): 769-775. LI Q J, WEI C Z, LEI Y W, WANG J, WU T L, WANG X S. Influence of white pollution on root growth of cotton. Xinjiang Agricultural Sciences, 2008, 45(5): 769-775. (in Chinese)

[22] 郑宪清. 不同水热条件下三种农田土壤中氨化和硝化作用的变化初探[D]. 南京: 南京农业大学, 2008. ZHENG X Q., Study of impact of temperature rainfall and soil properties on soil ammonifying and nitrification intensity in three kinds of cropland soil[D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2008. (in Chinese)

[23] 李源, 袁星, 祝惠. 含水量对黑土氮素转化及土壤酶活性影响的模拟研究. 土壤通报, 2014, 45(4): 903-908. LI Y, YUAN X, ZHU H. Simulation study on effects of soil moisture contents on nitrogen transformation and enzyme activities in black soil. Chinese Journal of Soil Science, 2014, 45(4): 903-908. (in Chinese)

[24] 于洪艳, 王宏燕, 韩晓盈, 白涛. 培肥方式对松嫩平原黑土土壤微生物的影响. 中国生态农业学报, 2007, 15(5): 73-75. YU H Y, WANG H Y, HAN X Y, BAI T. Effect of fertilizer application mode on edaphon in black soil in Songnen Plain. Chinese Journal of Eco-agriculture, 2007, 15(5): 73-75. (in Chinese)

[25] 刘岳燕. 水分条件与水稻土壤微生物生物量、活性及多样性的关系研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2009. LIU Y Y. Relationship between soil moisture regime and microbial biomass, activity, diversity in paddy soils[D]. Hangzhou: Zhejiang University, 2009. (in Chinese)

[26] 叶德练, 齐瑞娟, 管大海, 李建民, 张明才, 李召虎. 免耕冬小麦田土壤微生物特征和土壤酶活性对水分调控的响应. 作物学报, 2015, 41(8): 1212-1219. YE D L, QI R J, GUAN D H, LI J M, ZHANG M C, LI Z H. Response of soil microbial characteristics and soil enzyme activity to irrigation method in no-till winter wheat field. Acta Agronomica Sinica, 2015, 41(8): 1212-1219. (in Chinese)

[27] 于树, 汪景宽, 李双异. 应用PLFA方法分析长期不同施肥处理对玉米地土壤微生物群落结构的影响. 生态学报, 2008, 28(9): 4221-4227. YU S, WANG J K, LI S Y. Effect of long term fertilization on soil microbial community structure in corn field with the method of PLFA.Acta Ecologica Sinica, 2008, 28(9): 4221-4227. (in Chinese)

[28] 焦晓光, 高崇升, 隋跃宇, 张兴义, 丁光伟. 不同有机质含量农田土壤微生物生态特征. 中国农业科学, 2011, 44(18): 3759-3767. JIAO X G, GAO C S, SUI Y Y, ZHANG X Y, DING G W. Research on soil microbial ecology under different soil organic matter levels in farmland. Scientia Agricultura Sinica, 2011, 44(18): 3759-3767. (in Chinese)

[29] 郑顺安, 薛颖昊, 李晓华, 段青红, 高尚宾. 山东寿光设施菜地土壤-农产品邻苯二甲酸酯(PAEs)污染特征调查. 农业环境科学学报, 2016, 35(3):492-499. ZHENG S A, XUE Y H, LI X H, DUAN Q H, GAO S B. Phthalate acid esters(PAEs) pollution in soil and agricultural products of vegetable greenhouses in Shouguang city, Shandong province. Journal of Agricultural Resources and Environment, 2016, 35(3): 492-499. (in Chinese)

[30] 罗希茜, 郝晓晖, 陈涛, 邓婵娟, 吴金水, 胡荣桂. 长期不同施肥对稻田土壤微生物群落功能多样性的影响. 生态学报, 2009, 29(2): 740-748. LUO X Q, HAO X H, CHEN T, DENG C J, WU J S, HU R G. Effects of long-term different fertilization on microbial community functional diversity in paddy soil. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(2): 740-748. (in Chinese)

[31] 梁国鹏, ALBERT HOUSSOU A, 吴会军, 吴雪萍, 蔡典雄, 高丽丽, 李景, 王碧胜, 李生平. 施氮量对夏玉米根际和非根际土壤酶活性及氮含量的影响. 应用生态学报, 2016, 27(6): 1917-1926. LIANG G P, ALBERT HOUSSOU A, WU H J, WU X P, CAI D X, GAO L L, LI J, WANG B S, LI S P. Soil nitrogen content and enzyme activities in rhizosphere and non-rhizosphere of summer maize under different nitrogen application rates. Chinese Journal of Applied Ecology, 2016, 27(6): 1917-1726. (in Chinese)

[32] 向泽宇, 王长庭, 宋文彪, 四郎生根, 呷绒仁青, 达瓦泽仁, 扎西罗布. 草地生态系统土壤酶活性研究进展. 草业科学, 2011, 28(10): 1801-1806. XIANG Z Y, WANG Z T, SONG W B, SI LANG S G, XIA RONG R Q, DA WA Z R, ZHA XI L B. Advances on soil enzymatic activities in grassland ecosystem. Pratacultural Science, 2011, 28(10): 1801-1806. (in Chinese)

[33] 李晨华, 贾仲君, 唐立松, 吴宇澄, 李彦. 不同施肥模式对绿洲农田土壤微生物群落丰度与酶活性的影响. 土壤学报, 2012, 49(3): 567-574. LI C H, JIA Z J, TANG L S, WU Y C, LI Y. Effect of model of fertilization on microbial abundance and enzyme activity in oasis farmland soil. Acta Pedologica Sinica, 2012, 49(3): 567-574. (in Chinese)

（责任编辑 杨鑫浩）

Effect of Residual Plastic Film on Soil Nutrient Contents and Microbial Characteristics in the Farmland

ZHANG Dan1, LIU HongBin1, MA ZhongMing2, TANG WenXue3, WEI Tao3, YANG HuDe3, LI JunGai1, WANG HongYuan2
(1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences/Ministry of Agriculture Key Laboratory of Nonpoint Source Pollution Control, Beijing 100081;2Gansu Academy of Agricultural Sciences, Lanzhou 730070;
3Institute of Soil, Fertilizer and Water-Saving Agriculture, Gansu Academy of Agricultural Sciences, Lanzhou 730070)

【Objective】 The purpose of this study was to explore the effect of residual plastic film on soil fertility and soil microbial characteristics, clarify the risk threshold of residual plastic film in the field and promote effective control and management of residual plastic film pollution in China.【Method】Five residual plastic film gradients were designed in representative farmlands in Zhangye county of Gansu province from 2011 to 2015, including 0 (CK), 150 kg·hm-2(T1), 300 kg·hm-2(T2), 450 kg·hm-2(T3) and 600 kg·hm-2(T4). After crop harvesting in 2015, soil physical and chemical properties, microbial biomass carbon and nitrogen, enzyme activity and microbial abundance were monitored.【Result】The amount of residual plastic film had a great effect on soilwater content, organic matter (SOM), total nitrogen (TN), ammonium (NH4+-N), nitrate nitrogen(NO3--N) and available phosphorus (Olsen-P), in which the soil water content was significantly increased with increasing residual plastic film in field, however the SOM, TN, NO3--N and Olsen-P were declined, the NH4+-N was increased and then decreased with the increase of residual plastic film. In the lower residual plastic film treatment, the soil microbial biomass carbon (MBC) and microbial biomass nitrogen (MBN) were improved because of soil water content increased compared with CK, however, they were significantly reduced in the high residual plastic film treatments (T3 and T4) (P＜0.05). In addition, the soil microbial community abundance (AWCD, richness, Shannon, Simpson and McIntosh) of CK and T1 were significantly higher than that of T3 and T4 (P＜0.05). The variation trend between soil enzyme activity and residual plastic film was similar to MBC and MBN, and the activities of α-1,4-glucosidase (AG), β-1,4-glucosidase (BG), Cellobiohydrolase (CBH), β-1,4-xylosidase (BXYL) and β-1,4-N-acetyl-glucosaminidase (NAG) were high in the treatments of 300-450 kg·hm-2of residual plastic film, however, they were significantly decreased when the residual in the treatment with plastic film at 600 kg·hm-2.【Conclusion】In the treatment with lower residual plastic film, the soil microbial activity was improved though increasing soil water content, whereas the soil microbial biomass carbon, microbial biomass nitrogen, microbial community abundance and soil enzyme activity were significantly decreased if the residual plastic film higher than 450 kg·hm-2. Moreover, the soil organic matter, total nitrogen, ammonium nitrogen, nitrate nitrogen and Olsen-P all reduced with long-term effect of high residual plastic film, and caused soil fertility degradation. It was concluded that management of the residual plastic film should be strengthened in order to reduce the risk of soil degradation, especially in the regions with serious residual plastic film pollution.

residual plastic film; soil fertility; microbial biomass; microbial abundance; enzyme activity

2016-07-13；接受日期：2016-11-28

国家公益性行业（农业）科研专项（201003014）

联系方式：张丹，E-mail：zhangdan0630@126.com。通信作者王洪媛，E-mail：wanghongyuan@caas.cn

+-N）、硝态氮（NO3--N）、有效磷（Olsen-P）的影响较大，随着残膜强度的增加，土壤含水量显著增加（P＜0.05），而SOM、TN、NO3--N以及Olsen-P显著降低（P＜0.05），NH4

+-N则表现出先升高后降低的变化趋势。低残膜强度下，土壤微生物量碳（MBC）和土壤微生物量氮（MBN）含量增加，但高残膜强度（T3和T4）则会显著降低土壤微生物量（MBC和MBN）及微生物群落丰度（吸光值平均变化率、丰富度、Shannon指数、Simpson指数以及McIntosh指数）（P＜0.05）。土壤酶活性随残膜强度的变化趋势同微生物量碳氮含量基本一致，残膜强度为300—450 kg·hm-2时，土壤中α-葡萄糖苷酶（AG）、β-葡萄糖苷酶（BG）、纤维素酶（CBH）、木聚糖酶（BXYL）以及几丁质酶（NAG）活性普遍较高，残膜强度为600 kg·hm-2时土壤酶活性显著降低（P＜0.05）。【结论】农田土壤中低量残膜存在下可通过保水作用提高土壤微生物活性及其丰富度，而当残膜强度超过450 kg·hm-2时，土壤微生物量、微生物群落丰度和土壤酶活性显著降低；同时，长期残膜作用下会降低土壤SOM、TN、NH4+-N、NO3

--N以及Olsen-P含量，引起土壤养分退化。因此，对于中国地膜残膜污染较严重的地区，应加大残膜防治工作力度，降低残膜引起的土壤退化风险。