任卓然，邵新慶，李金升，李 慧，何宜璇，古維娜，王茹穎，楊靈婧，劉克思，2，3*

(1. 中國農(nóng)業(yè)大學草業(yè)科學與技術學院， 北京 100193； 2. 河北沽源草地生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測研究站， 河北 沽源 076550；3. 中國科學院西北高原生物研究所青海省寒區(qū)恢復生態(tài)學重點實驗室， 青海 西寧 810008)

高寒草地是由耐寒的多年生植物形成的一類特殊的地帶性植被類型，是亞洲中部高山及青藏高原隆起之后所引起的寒冷、濕潤氣候的產(chǎn)物[1]。在我國，高寒草地主要分布在青藏高原，面積約16.538×105km2[2]，占中國草地面積的41.88%[3]，是我國最大的草地畜牧業(yè)生產(chǎn)基地和重要的生態(tài)屏障[4]。高寒草地是所在環(huán)境相對惡劣的一類草地，具有低的年平均氣溫(低于0℃)和降水量(約437 mm)，非常高的太陽輻射，非常短的植物生長季節(jié)(約3.5個月)，強烈的風和水侵蝕(48 t·ha-1·a-1)，在嚴酷的環(huán)境下的高寒草地對外界的擾動非常敏感[5]。近幾十年來，在不合理的利用疊加自然因素的影響下，有接近90%的草地已退化，近26%嚴重退化[6]。草地退化包括植被的退化和土壤的退化[7]。植被的退化使得植被蓋度、生物量、草地產(chǎn)量和質量以及草地上生物多樣性逐漸下降[8-13]。土壤的退化使土壤養(yǎng)分減少、土壤結構受損、水分條件變差、土壤微生物活性降低和群落減少[14-18]。隨著退化程度的加劇草地生產(chǎn)力和草地質量均明顯降低[19]。

土壤微生物作為生態(tài)系統(tǒng)中物質循環(huán)和能量流動的一個關鍵因子，在養(yǎng)分循環(huán)、碳動態(tài)、土壤系統(tǒng)發(fā)育和功能等方面發(fā)揮著重要作用，是生態(tài)系統(tǒng)功能維持和群落穩(wěn)定的基礎[20]。改善退化系統(tǒng)中的微生物活性和群落結構已經(jīng)成為退化系統(tǒng)修復的一種很有效的手段。隨著人們對土壤微生物研究的不斷深入，功能性微生物肥料逐漸得到廣泛的應用。微生物肥料指一類含有活性微生物的特定制品，通過具有活性的微生物生命活動使植物得到所需營養(yǎng)，其應用于農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，能夠獲得特定的肥料效應[20-21]。相比于其他肥料，微生物菌肥有著無毒害、無污染的優(yōu)點[22-24]，微生物菌肥施用后可以促進土壤中有機營養(yǎng)分解為植被可以吸收利用的狀態(tài)并促進植物吸收，進而促進植物生長發(fā)育，提升作物產(chǎn)量；除此之外，微生物肥料通過向土壤中添加有活性的微生物，增強土壤微生物的活性，促進土壤中養(yǎng)分轉化，從而改變土壤理化性質，促進植物生長[25-26]。微生物菌肥可以與病原菌通過競爭作用、拮抗作用、重寄生等方式來達到抑制植物根部病原菌生長的目的，而且微生物菌肥還可以刺激植被根部的發(fā)育，誘導植物自身蛋白質的表達，提升植被核酸的合成效率來提高植物的抗性[27]。柴青等人的研究發(fā)現(xiàn)，在不同的土壤濕度條件下施用微生物菌肥均可促進針茅(StipacapillataL.)、扁穗冰草(Agropyroncristatum(L.) Gaertn.)和紫花苜蓿(MedicagosativaL.)的生長[28]；趙旭等人研究表明，含乳酸菌(Lactobacillus)類的菌肥可以有效改善苜蓿農(nóng)藝性狀，顯著提高苜蓿產(chǎn)量與品質[29]；王斌等人的研究表明醋酸桿菌(Acetobacter)可以以醋酸鹽作為碳源，產(chǎn)生CO2，釋放能量[30]，部分醋酸桿菌還具有固氮功能[31]。Pattanop等人的研究表明，酸桿菌具有許多編碼纖維素酶和半纖維素酶的基因，在植物殘體降解中起到重要的作用[32]；王光華等人的研究表明，酸桿菌還可以參與鐵循環(huán)和單碳化合物代謝，具有光合能力[33]。功能性微生物菌肥在研制之初主要被應用于物種相對單一的大田和溫室作物土壤中，在物種相對豐富的天然草地上應用相對較少。物種的豐富度在一定程度上影響著土壤的理化性質和微生物的組成、結構及活動[34]。高寒草地即使在退化的狀態(tài)下，植被物種數(shù)還是比大田和溫室作物多，因此高寒草地退化土壤系統(tǒng)內微生物菌肥作用下土壤理化性質和微生物的活動可能不同于耕作系統(tǒng)。但目前這方面的研究信息還很缺乏，因此，在本研究以高寒退化草地為研究對象，研究了以富含有乳酸菌和醋酸桿菌這兩種菌的菌肥為施用材料在不同添加梯度下對高寒退化草地土壤理化性質和草地生產(chǎn)力的影響，以期為利用功能微生物修復退化高寒草地提供科學支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于青海省貴南縣東北部的高寒草地(36°35′ N，101°42′ E,3 220 m a.s.l.)。試驗地屬典型的高原大陸性氣候，冬長夏短；年平均氣溫為2.3℃，年極端最高氣溫31.8℃，年極端最低氣溫—29.2℃，年降水量為403.8 mm，年平均日照時數(shù)為2 907.8 h，年平均蒸發(fā)量為1 378.5 mm；土壤類型為黑鈣土。試驗草地主要植物物種包括高山嵩草(Kobresiapygmaea)、黃帚橐吾(Ligulariavirgaurea.)、宿生早熟禾(Poaperennis)、苔草(Carexsp.)等。2017年5月中旬所選試驗地初始覆蓋度為40%～60%，植物物種數(shù)為8～10種，根據(jù)國家標準[35]將其劃分為中重度退化的高寒草甸。

1.2 試驗設計

整個試驗采用完全隨機區(qū)組試驗設計，分3個區(qū)組，每個區(qū)組包括隨機排列的4個不同處理。本研究選取富含乳酸菌和醋酸桿菌(比例為1∶1)的菌肥為施用基礎材料。組合菌肥中含有的有效活菌數(shù)為≥10×108cfu·mL-1。為了評估菌肥不同施用量對退化高寒草地的改良效應，試驗中用菌肥是按菌劑∶水=1∶4的比例進行稀釋而得，稀釋后的菌液按3種不同的施用量[150 mL·m-2(R1)，200 mL·m-2(R2)和250 mL·m-2(R3)]進行施用，以不施用菌肥為對照(0 mL·m-2，CK)，其中R2施用量是在農(nóng)田中常用的菌肥施用量。2017年6月5日前往試驗地進行小區(qū)的劃定和施肥處理。每個處理小區(qū)面積為3 m×3 m，每個小區(qū)間有1.5 m的緩沖帶，每個區(qū)組間有3 m的緩沖帶，緩沖帶上不做任何處理。在施用過程中，為了減少對草地的破壞，加快菌液向土壤中的運移，采用孔施和表施相結合的方法。具體操作為：在每個處理小區(qū)土壤表面垂直于地面橫豎方向上每間隔25 cm用直徑為1 cm的改錐打深度為20 cm的小孔，每個小區(qū)121個孔，再用注射器將10 mL的菌劑液體注入小孔中，剩余的菌劑溶液用噴壺均勻的撒施在處理小區(qū)的表面。

1.3 取樣與測定

在2017，2018和2019年的8月初到試驗地進行樣品采集。對于植物樣品，主要通過樣方法取樣，在每個小區(qū)隨機選取3個50 cm×50 cm樣方，記錄樣方中植物的地上生物量。植物的地上生物量的測定通過齊地面刈割樣方內的植株，裝入相應的牛皮紙袋內并帶回實驗室用烘箱在65℃烘為恒重記錄重量。

土壤樣品采集，在每個處理小區(qū)，隨機選取3個點進行土壤取樣。在每個取樣點，用直徑為3.5 cm的土鉆按0～10 cm和10～20 cm分層取土。取出的同層土樣，迅速混合均勻，分成3份，1份放入準備的鋁盒(編號G3，鋁盒稱重)蓋封好，1份放入牛皮紙袋，1份裝入自封袋放入0℃的儲存箱迅速送回實驗室，放進—20℃的冰箱保存。放入鋁盒的那份帶回實驗室迅速稱重W1，然后和放入牛皮紙的那份一起放入60℃烘箱烘為恒重。烘完后，鋁盒的部分重新稱重G2，通過計算得出土壤含水量[含水量(%)=(G1—G2)×100/(G2—G3)]。牛皮袋部分土樣在實驗室內過2 mm篩，按標準方法測定與土壤營養(yǎng)和健康狀態(tài)相關的一些指標(土壤pH、土壤電導率(Electric conductivity，EC)、土壤有機碳(Total organic carbon，TOC)含量、土壤總氮(Total nitrogen，TN)含量、硝態(tài)氮(Nitrate nitrogen，NN)含量、銨態(tài)氮(Ammonium nitrogen，AN)含量、有效磷(Available phosphorus,AP))含量。土壤pH、電導率(EC)測定用酸度計和電導率儀(METTLER TOLEDO,Switzerland)。TOC和TN含量測定用碳氮元素分析儀(Thermo Fisher Scientific,Italy)。土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量測定用流動化學分析儀(FIA Compact,Germany)。土壤有效磷含量的測定用分光光度計(JingHua,China)。

1.4 數(shù)據(jù)分析

用Excel 2010進行數(shù)據(jù)匯總和前期整理及柱狀圖作圖，采用SPSS 19.0進行采用單因素方差分析(One-way ANOVA)和Tukey’s post hoc檢驗(置信度為95%)。處理間用LSD多重比較分析不同年份和不同土層處理間的不同指標的差異。

2 結果與分析

2.1 菌肥對高寒退化草地地上生物量的影響

與CK處理相比，除2018年R1處理外微生物菌肥的添加顯著增加了退化高寒草地地上植被生物量(P<0.05)(圖1)。在不同菌肥施用量的處理中，不同的施用年里植被生物量的最大值均出現(xiàn)在R2處理，分別為192.32 g·m-2(2017年),191.76 g·m-2(2018年)和202.68 g·m-2(2019年)。R2和R3處理中植被生物量隨著施用時間的增加有增加的趨勢。在施肥第一年(2017年)，與CK處理相比，菌肥施用處理下的地上植被生物量平均增加126%，到施肥的第三年(2019年)，增加幅度達到184%。

圖1 2017年、2018年和2019年菌肥施用量對地上生物量的影響Fig.1 Effects of application rates of bacterial fertilizer on aboveground biomass in 2017,2018 and 2019注：各處理菌肥施用量為，R1:150 mL·m-2,R2:200 mL·m-2,R3:250 mL·m-2,CK:0 mL·m-2；不同字母表示同一年中不同濃度菌肥添加下上差異顯著(P < 0.05)，*表示同一菌肥添加濃度下不同采樣年之間差異顯著(P<0.05)，下同Note:The application amounts of bacterial fertilizer for each treatment are,R1:150 mL·m-2,R2:200 mL·m-2,R3:250 mL·m-2,CK:0 mL·m-2；Different letters indicate significant difference among different microbe additions within the same year at the 0.05 level,* indicates significant difference among different sampling years under the same microbe addition at the 0.05 level,the same as below

2.2 菌肥對高寒退化草地土壤理化性質的影響

在施用菌肥的第一年(2017)，退化高寒草地表層土壤(0～10 cm)的pH在微生物菌肥的作用下與CK處理沒有顯著的差異(圖2)；到施用的第三年(2019年)，各微生物菌肥添加處理的表層土壤pH值顯著高于CK處理(P<0.05)。對于同一菌肥施用處理，表層土壤pH隨著微生物菌肥施用時間的增加而顯著增加(圖2)。

在10～20 cm土層中，各處理間的土壤pH值在第一年(2017年)和第二年(2018年)之間變化不顯著，但在施用的第三年(2019年)，微生物菌肥施用的土壤pH顯著高于CK處理(P<0.05)。對于同一菌肥施用處理，該層土壤pH也隨著微生物菌肥施用時間的增加而顯著增加(圖2)。整體而言，高寒退化草地0～20 cm土層中的pH值在微生物菌肥的作用下呈現(xiàn)增加的趨勢，并在施用后的第三年(2019年)顯著增加(P<0.05)。

圖2 2017年、2018年和2019年微生物菌肥施用量對不同土層土壤pH的影響Fig.2 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil pH in different soil layers in 2017,2018 and 2019

在0～10 cm土層，微生物菌肥施用的第一年(2017年)土壤含水量在各處理間無顯著差異；在施用的第二年(2018年)，高濃度(R3)的微生物菌肥施用使該層土壤含水量顯著高于CK處理(P<0.05)；在施用的第三年(2019年)，土壤含水量隨著微生物菌肥施用量的增加有增加的趨勢并在R3處理中達到最高(圖3)。

在10～20 cm土層，2017年各處理中的土壤含水量隨著微生物菌肥添加量的增加而增加，菌肥添加量最高的R3處理土壤含水量最高，與其他處理有顯著性差異(圖3)；在2019年各處理中的土壤含水量無顯著變化。

圖3 2017年、2018年和2019年不同微生物菌肥添加梯度對不同土層土壤含水量(SWC)的影響Fig.3 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil water content in different soil layers in 2017,2018 and 2019

在表層土壤(0～10 cm)中，土壤有機碳含量在2017年和2019年整體上隨著微生物菌肥施加量的增加呈增加的趨勢(圖4)；在2018年，只有R2處理中的土壤有機碳含量高于對照處理(圖4)。

在深層土壤(10～20 cm)中，土壤中有機碳含量在菌肥施用初始兩年(2017年和2018年)與CK相比并沒有顯著的變化，但在施用的第三年(2019年)，R1和R3處理中土壤有機碳含量顯著高于CK處理(P<0.05)，R3處理中土壤有機碳含量最大，值為37.49 g·kg-1。R1處理中的土壤有機碳含量在2019年的顯著高于2017年和2018年(P<0.05)(圖4)。

圖4 2017年、2018年和2019年微生物施用量對不同土層土壤有機碳(TOC)含量的影響Fig.4 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil organic carbon (TOC) content in different soil layers in 2017,2018 and 2019

土壤全氮含量在表層土壤(0～10 cm)中隨著微生物菌肥添加量的增加整體呈現(xiàn)增加的趨勢(圖5)。在2017年和2019年，R2和R3處理的土壤全氮含量顯著高于CK(P<0.05)，在2019年，R2處理中的土壤全氮含量顯著高于CK處理(P<0.05)。

圖5 2017年、2018年和2019年微生物施用量對不同土層土壤全氮(TN)含量的影響Fig.5 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil total nitrogen (TN) content in different soil layers in 2017,2018 and 2019

在10～20 cm土層中，微生物菌肥的添加對土壤全氮含量無顯著影響，但隨著菌肥施用量的增加，土壤全氮含量有一定程度的增加，土壤全氮含量最大值均出現(xiàn)在R3處理中，分別為2.78 g·kg-1(2017年)、3.51 g·kg-1(2018年)和3.32 g·kg-1(2019年)。

0～10 cm土層中的銨態(tài)氮含量在添加不同濃度的微生物菌肥后有不同程度的改變(圖6)。在微生物菌肥添加的第一年(2017年)，R1和R3處理中的銨態(tài)氮含量顯著高于CK(P<0.05)；在施用的第二年(2018年)，銨態(tài)氮含量在R2處理達到最大，為50.40 mg·kg-1；在施用的第三年(2019年)，只有R3處理中的銨態(tài)氮含量高于CK，其值為28.39 mg·kg-1。在同一個施肥處理內，除R1外銨態(tài)氮含量在施用的三年間出現(xiàn)先顯著升高后顯著下降的趨勢。

在深層土壤(10～20 cm)中，2017年銨態(tài)氮含量在微生物菌肥的處理中顯著高于CK(P<0.05)；而在2018年和2019年，微生物菌肥的添加使土壤中的銨態(tài)氮含量低于CK。在同一微生物菌肥添加的處理中，隨著施用時間的增加銨態(tài)氮含量顯著下降(P<0.05)(圖6)。

圖6 2017年、2018年和2019年微生物菌肥施用量對不同土層土壤銨態(tài)氮的影響Fig.6 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil ammonium nitrogen contene in different soil layers in 2017,2018 and 2019

在0～10 cm土層中，土壤中硝態(tài)氮含量在菌肥施用的前兩年(2017年和2018年)在各處理之間變化較小且無顯著差異(圖7)；在施用的第三年(2019年)，隨著微生物菌肥添加量的增加，土壤硝態(tài)氮含量有增加的趨勢，最大值為18.25 mg·kg-1(R3)。在同一施肥處理下，土壤硝態(tài)氮含量在施用的第三年(2019年)顯著高于2017年和2018年(P<0.05)(圖7)。

圖7 2017年、2018年和2019年微生物菌肥施用量對不同土層土壤硝態(tài)氮含量的影響Fig.7 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil nitrate nitrogen content in different soil layers in 2017,2018 and 2019

在深層土壤(10～20 cm)中，2017年和2019年各個處理中的土壤硝態(tài)氮含量無顯著差異；在2018年，微生物菌肥添加處理中的土壤硝態(tài)氮含量顯著高于CK(P<0.05)，但微生物菌肥各處理中的土壤硝態(tài)氮含量無顯著變化。試驗結果顯示微生物菌肥的施用對表層土壤硝態(tài)氮的影響較為顯著，且隨著施用時間的增加土壤中硝態(tài)氮含量有一定增加的趨勢。

高寒退化草地施用微生物菌肥后，表層土壤(0～10 cm)中土壤有效磷含量變化幅度較小，特別是在2017年和2018年，除2017年R1顯著大于CK外，其他各處理間與CK相比無顯著變化(圖8)，但到施用的的第三年(2019年)，微生物菌肥施用的土壤中有效磷含量的顯著高于CK(P<0.05)，但各微生物菌肥處理間的土壤有效磷含量無顯著差異。在同一個處理中，微生物菌肥施用時間的增加沒有使表層土壤有效磷含量發(fā)生顯著變化。

在10～20 cm土層，土壤有效磷含量隨著微生物菌肥施用量的增加呈現(xiàn)一定增加的趨勢(圖8)。與CK處理相比，在2017年R2處理土壤中有效磷含量增加顯著(P<0.05)，2018年R3土壤中有效磷含量增加顯著(P<0.05)。到施用的第三年(2019年)，各微生物菌肥處理中土壤有效磷含量均顯著高于CK(P<0.05)，但各菌肥處理間差異不明顯。

圖8 2017年、2018年和2019年微生物菌肥施用量對不同土層土壤有效磷(AP)含量的影響Fig.8 Effects of application rates of bacterial fertilizer on soil available phosphorus content in different soil layers in 2017,2018 and 2019

3 討論

3.1 微生物菌肥對退化高寒草地地上生物量的影響

添加微生物菌肥顯著提高植物地上生物量，這與權國玲等人的研究一致[36-37]，可能是由于微生物菌肥的施用能促進土壤有益微生物的繁殖并且抑制土壤致病菌的生長[23]。有研究表明乳酸菌能夠產(chǎn)生有機酸[38]，有機酸的大量積累促進有機質的分解，分解過程中產(chǎn)生的糖可以促進固氮細菌的生長[39]，同時，乳酸菌的代謝產(chǎn)物如有機酸、細菌素、胞外多糖、過氧化氫等具有很強的抑菌能力[38]，有益微生物的增加和土壤致病菌的減少都有利于地上生物量的增加。

此外，菌肥的施用一方面能夠增加微生物的活動從而增加土壤中營養(yǎng)元素如氮、磷和鉀等的可用性，促進難溶性的營養(yǎng)物質加速溶解供植物吸收[40]。另一方面菌肥中的乳酸菌可以提高土壤中脲酶的活性[18]，而脲酶可通過分解土壤中的尿素降低土壤pH并提供氮源[41]。

在本研究中，微生物的添加促進了土壤有機質的合成(圖4)，增加土壤氮含量(圖5)，增加土壤中可利用的速效養(yǎng)分含量(圖6，7，8)，這些積極的影響都有利于植物生長，從而導致植物的地上生物量在微生物菌肥施用后顯著增加。

3.2 微生物菌肥對退化高寒草地土壤理化性質的影響

在高寒退化草地添加微生物菌肥后，土壤pH隨著時間的增加有一定的升高。這可能與微生物菌肥添加后所引起的一系列化學過程有關，特別是脫羧作用、有機碳礦化過程，其釋放的OH-以及消化H+的質子作用可以提升pH值[42]。土壤中pH的小幅度上升有利于降低土壤中銅離子和鋅離子的有效性，這更有利于植被的生長和土壤微生物活動[42]。

退化高寒草地的土壤含水量也在微生物菌肥施用后有一定的增加，這可能是由于微生物添加后，一方面促進了地上植被的生長，減少了照射土壤的陽光，進而減少土壤水分的蒸發(fā)；另一方面，微生物菌肥添加后促進了植被地下根系的生長和土壤有機質含量的增加，進而增強了對水分的固持能力，從而增加土壤含水量。

土壤碳氮的含量不僅是表征土壤肥力水平的重要元素，而且在決定土壤生產(chǎn)力和生態(tài)系統(tǒng)能量平衡過程中也起著重要作用[43]。本試驗研究發(fā)現(xiàn)，在高寒退化草甸中添加微生物菌肥會引起0～20 cm土層中有機碳和全氮含量的增加。可能是因為乳酸菌的添加可以提高土壤中脲酶的活性[18]，脲酶可通過分解土壤中的尿素增加土壤中的氮含量[41]。而且乳酸菌與醋酸桿菌的代謝產(chǎn)物之一是有機酸[38,44]，有機酸的大量積累有利于有機質的分解，而有機質的分解過程中產(chǎn)生的糖可以促進固氮細菌的生長[39]，進一步增加土壤中的氮含量。在表層土壤(0～10 cm)中，200 mL·m-2和250 mL·m-2處理均引起有機碳和全氮含量的顯著增加，這說明較高的微生物菌肥添加量更有利于土壤有機碳和全氮的積累。宋以玲等[45]研究發(fā)現(xiàn)，在花生地中添加不同梯度的微生物肥料可以顯著增加土壤中有機碳和全氮含量，并且幅度隨著添加量的增加而變大；庫永麗等[46]的研究也發(fā)現(xiàn)了在土壤添加微生物菌肥后土壤中的全氮和有機質含量會顯著增加，與本研究結果一致。而對于土壤中的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，研究發(fā)現(xiàn)微生物菌肥的添加一定程度上增加了表層土壤(0～10 cm)中銨態(tài)氮含量的含量，而對深層土壤(10～20 cm)中銨態(tài)氮的含量無顯著影響；表層土壤(0～10 cm)中的硝態(tài)氮含量在菌肥施用的前兩年無顯著變化，但在第三年(2019年)，土壤硝態(tài)氮含量顯著增加，而在深層土壤(10～20 cm)中，隨著微生物菌肥施用時間的增加，土壤硝態(tài)氮含量增加。這表明在退化高寒草地中添加微生物菌肥可以增加表層土壤中有效氮的含量，并且隨著菌肥添加時間的增加，土壤有效氮含量的增幅變大。在深層土層中，微生物菌肥施用時間的延長增加了土壤銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉化，這說明在深層土壤中，施用時間和微生物菌肥的雙重作用增加了土壤硝化作用，導致了硝態(tài)氮含量的增加。這可能是由于硝態(tài)氮不易被土壤膠體所吸附，而銨態(tài)氮容易被土壤膠體及礦物固定，且在一定條件下可以轉化為硝態(tài)氮[40]，其次土壤pH值的升高也有利于硝化作用。土壤有效磷的含量在微生物菌肥施用后也有所增加，這可能因為微生物的添加提高了有解磷作用的微生物的活性，進而加快了土壤中難溶性或不溶性磷的溶解，提高土壤中磷素的有效性[47]。

4 結論

研究發(fā)現(xiàn)富含乳酸菌和醋酸桿菌的微生物菌肥的添加對退化高寒草地地上植被的生長有著顯著的促進作用，并且在退化高寒草地土壤修復中具有改善土壤理化性質的潛力。地上植被的生物量隨著微生物菌肥施用量和施用時間的增加整體上呈增加趨勢；土壤理化指標隨著微生物菌肥施用量和施用時間的增加呈現(xiàn)出不同的變化。