廖圣祥，任運(yùn)濤，袁曉波，李旭東，郭 丁，李金博，傅 華

(1.草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，甘肅 蘭州 730020;2.深圳市鐵漢生態(tài)環(huán)境股份有限公司，廣東 深圳 523000)

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圍封對(duì)黃土高原草地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的影響

廖圣祥1，任運(yùn)濤1，袁曉波1，李旭東1，郭 丁1，李金博2，傅 華1

(1.草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 蘭州大學(xué)草地農(nóng)業(yè)科技學(xué)院，甘肅 蘭州 730020;2.深圳市鐵漢生態(tài)環(huán)境股份有限公司，廣東 深圳 523000)

摘要：本研究以黃土高原長(zhǎng)期放牧草地和圍封7年的草地為對(duì)象，分析了土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的季節(jié)變化，并應(yīng)用RDA冗余分析法分析了土壤水分、植被地上綠色生物量以及土壤微生物生物量碳對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的影響。結(jié)果表明，銨態(tài)氮是圍封與放牧草地土壤有效氮的主要組分；兩樣地0-10 cm土層土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮均主要受植被地上綠色生物量的影響；圍封草地10-20 cm土層土壤硝態(tài)氮主要受土壤水分與植被地上綠色生物量的共同影響，而放牧草地10-20 cm土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮主要受植被地上綠色生物量的影響；土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮之間呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)；放牧草地圍封7年后，較高的生物量使得凋落物及土壤有機(jī)質(zhì)增加；另外，圍封后土壤水分在多數(shù)季節(jié)顯著增加(P<0.05)，這些因素共同促進(jìn)了土壤氮素的礦化。

關(guān)鍵詞：圍封草地；放牧草地；銨態(tài)氮；硝態(tài)氮

氮是植物有機(jī)合成的重要營(yíng)養(yǎng)元素[1-2]，一方面它是植物從土壤中吸收最多的元素，另一方面它又最容易通過淋溶或揮發(fā)而損失[3]。土壤中的氮素大部分以有機(jī)態(tài)存在(占全氮的85%～95%)，只有通過礦化轉(zhuǎn)化為有效氮后才能被植物吸收和利用[4]。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是土壤有效氮的主要形態(tài)[5]，其被植物吸收的量約占陰、陽離子吸收總量的70%[6]。因此，研究植物氮素營(yíng)養(yǎng)時(shí)，銨態(tài)氮和硝態(tài)氮便成了人們關(guān)注的焦點(diǎn)。

放牧是草地最主要的利用方式[7]，放牧活動(dòng)會(huì)影響土壤中氮素的形態(tài)及轉(zhuǎn)化過程，但對(duì)其如何影響土壤氮素礦化還存在很大爭(zhēng)議[8]。有研究表明，輕度放牧?xí)涌焱寥赖V化速率，因?yàn)榧倚蟮牟墒匙饔么碳ち烁瞪L(zhǎng)和分泌，導(dǎo)致根際微生物活性增加，從而導(dǎo)致土壤氮礦化速率升高[8]；也有研究表明，放牧家畜的踐踏和采食作用會(huì)對(duì)植被地上活體部分、植被的功能群生物量以及植物群落的物種多樣性產(chǎn)生一定的影響[9]，使得凋落物質(zhì)量變差而降低土壤質(zhì)量[10-11]，進(jìn)而影響土壤氮素的礦化。土壤肥沃地區(qū)其氮礦化潛力通常較高，反之亦然[12]。當(dāng)放牧強(qiáng)度超過一定閾值后，植被生物量降低，地上部分受損嚴(yán)重，減少了根系分泌物，從而導(dǎo)致土壤氮礦化速率下降[13-14]。放牧活動(dòng)可能主要是通過影響土壤水分和土壤溫度而影響土壤氮素礦化[15]。

黃土高原是世界范圍內(nèi)土層厚度最大，黃土分布面積最廣的地區(qū)。長(zhǎng)期以來，由于人類不合理的利用和黃土的特殊性質(zhì)，使該區(qū)土壤侵蝕、植被退化和水土流失現(xiàn)象嚴(yán)重[16]， 成為我國(guó)土壤氮素儲(chǔ)量最低的地區(qū)之一[17]。圍封是退化草地恢復(fù)的重要措施之一，但是關(guān)于黃土高原圍封與放牧對(duì)草地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮影響及其機(jī)理的研究還相對(duì)較少。本研究以黃土高原半干旱地區(qū)長(zhǎng)期放牧的草地和圍封7年的草地為對(duì)象，分析土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的季節(jié)變化及其影響因素，旨在為該區(qū)草地土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)、環(huán)境保護(hù)及制定合理的放牧強(qiáng)度等提供依據(jù)。

1材料與方法

1.1研究樣地概況

試驗(yàn)樣地設(shè)在甘肅省榆中縣的蘭州大學(xué)半干旱氣候與環(huán)境觀測(cè)站(SACOL) (35°57′ N，104°09′ E)，海拔1 965.8 m。該區(qū)氣候類型屬于大陸性半干旱氣候，為典型的黃土高原地貌，年降水量約382 mm；年平均氣溫6.7 °C，無霜期115 d，年蒸發(fā)量917～1 368 mm；年日照時(shí)數(shù)2 600 h[18-19]。屬于半干旱典型草原，草地植物主要有本氏針茅(Stipabungeana)、二裂委陵菜(Potentillabifurca)、賴草(Leymussecalinus)、鐵桿蒿(Artemisiagmelinii)、阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)、冷蒿(A.frigida)和茵陳蒿(A.capillaris)等。該地區(qū)草地原為傳統(tǒng)耕作農(nóng)田，于1986年部分棄耕并恢復(fù)為天然草地[20]。

1.2樣地設(shè)置

在觀測(cè)站內(nèi)選擇兩塊地勢(shì)平緩、坡向相近、面積各2 hm2的草地作為研究樣地，一塊為圍封草地，該圍封草地原為放牧草地，圍封開始時(shí)間為2005年10月[18]；另一塊為放牧草地，放牧強(qiáng)度分別為冷季(11月至次年2月)1～2羊單位·hm-2，暖季(3月至10月)2～3.5羊單位·hm-2。在圍封、放牧草地中各隨機(jī)設(shè)置3個(gè)50 m×50 m的重復(fù)樣區(qū)。

1.3樣品采集與分析

土壤樣品于2013年5、6、7、8、9月每月中下旬進(jìn)行采樣，8月份采集土樣時(shí)同時(shí)用環(huán)刀法測(cè)定土壤容重。在圍封與放牧草地每個(gè)重復(fù)樣區(qū)中隨機(jī)設(shè)置兩條樣線(間距為17 m)，沿每條樣線等距離設(shè)置5個(gè)采樣點(diǎn)，采用土鉆法分層采集0-10、10-20 cm土壤樣品，同一樣線5個(gè)樣點(diǎn)的樣品混為1個(gè)混合樣品。將土樣中的植物根系及雜物去除后，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)一步處理與分析。同時(shí)在每個(gè)重復(fù)樣區(qū)內(nèi)隨機(jī)設(shè)置6個(gè)1 m×1 m樣方，每個(gè)樣地共計(jì)18個(gè)樣方，齊地刈割植被地上部分，帶回實(shí)驗(yàn)室后區(qū)分為活體(綠色生物量)和枯落物，于105 ℃下殺青15 min后，65 ℃烘干稱重[21]。

8月采集的土壤樣品用于土壤理化性質(zhì)的測(cè)定。新鮮土壤樣品過2 mm篩后，用四分法分出一部分土壤樣品，帶回實(shí)驗(yàn)室立即測(cè)定NH4+-N、NO3--N和土壤微生物生物量碳。NH4+-N采用氯化鉀浸提-靛酚藍(lán)比色法測(cè)定；NO3--N采用酚二磺酸比色法測(cè)定；5、7、9月的土壤樣品分取一部分，采用氯仿熏蒸提取法[18]測(cè)定土壤微生物生物量碳；所有土壤樣品風(fēng)干后過篩測(cè)定土壤有機(jī)碳、全氮、全磷及土壤pH值。土壤有機(jī)碳(SOC)采用重鉻酸鉀氧化滴定法測(cè)定；土壤全氮和全磷的測(cè)定，取過0.5 mm篩土樣，加10 mL硫酸，加3.3 g催化劑(K2SO4∶CuSO4·5H2O=10∶1)消化，然后置于流動(dòng)注射分析儀測(cè)定(FIAstar 5000)；所有元素含量分析結(jié)果以烘干重表示(105 °C)；土壤pH值采用2.5∶1水土比，懸液用pHS23C型酸度計(jì)測(cè)定。土壤理化性質(zhì)結(jié)果見表1。

1.4數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用Excel軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理，采用Sigmaplot 12.5繪圖，應(yīng)用SPSS 17.0進(jìn)行方差分析，應(yīng)用Pearson相關(guān)性分析法分析了土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量的相關(guān)性，采用Canoco 4.5軟件對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量關(guān)系進(jìn)行冗余分析(RDA)并作圖。

2結(jié)果

2.1圍封與放牧草地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的季節(jié)動(dòng)態(tài)

圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均表現(xiàn)出明顯的季節(jié)變化(圖1、圖2)。

季節(jié)尺度上，圍封與放牧草地0-10 cm土層土壤銨態(tài)氮含量分別為8.89～13.24和7.90～12.68 mg·kg-1，硝態(tài)氮含量分別為1.12～3.36和0.77～2.97 mg·kg-1；圍封與放牧草地10-20 cm土層土壤銨態(tài)氮含量分別為8.48～13.10和6.48～13.95 mg·kg-1，硝態(tài)氮含量分別為0.10～1.79和0.83～1.56 mg·kg-1。整個(gè)生長(zhǎng)季中除了5月份，圍封草地0-10 cm土層銨態(tài)氮含量均顯著高于放牧草地 (P<

表1　圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤理化性質(zhì)

注：“*”表示同一土層不同處理之間差異顯著 (P<0.05)。

Note: “*” means significant difference among the different treatments in the same soil layer at 0.05 level.

圖1　圍封與放牧草地不同土層土壤銨態(tài)氮含量的季節(jié)變化

注：不同小寫字母表示同一土層同一月份兩樣地之間差異顯著 (P<0.05)，不同大寫字母表示同一土層同一樣地不同月份間差異顯著(P<0.05)，“*”表示同一處理不同土層之間差異顯著 (P<0.05)，下同。

Note: Different lower case letters mean significant differences between the two sites at 0.05 level, and different capital letters for the same plot mean significant difference within the same soil layer among different months at 0.05 level, “*”means significant difference between two soil layers in the same treatment at 0.05 level. The same below.

圖2　圍封與放牧草地不同土層土壤硝態(tài)氮含量的季節(jié)變化

0.05)。兩樣地10-20 cm土層銨態(tài)氮含量的季節(jié)變化呈現(xiàn)與0-10 cm土層相似的變化趨勢(shì)，除了7和8月份，其它幾個(gè)月兩樣地0-10和10-20 cm土層間銨態(tài)氮含量差異均不顯著(P>0.05)；整個(gè)生長(zhǎng)季圍封草地0-10 cm土層硝態(tài)氮含量均顯著高于放牧草地；兩樣地10-20 cm硝態(tài)氮含量的季節(jié)變化則均呈現(xiàn)單峰曲線的變化趨勢(shì)，且在不同季節(jié)均顯著低于0-10 cm土層 (P<0.05)。整個(gè)生長(zhǎng)季,10-20 cm土層銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量在圍封和放牧草地之間均差異不顯著(P>0.05)。將圍封與放牧草地不同時(shí)期各土層銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量進(jìn)行相關(guān)分析得出，除了圍封草地10-20 cm土層外，兩草地不同土層銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量的季節(jié)變化之間均呈顯著相關(guān) (P<0.01)(表2)。

2.2圍封對(duì)土壤和植被的影響

2.2.1圍封對(duì)土壤水分的影響圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤含水量均在5月份以后逐漸升高，于7月份達(dá)到最高值，圍封草地0-10 cm土層土壤含水量在5、6、9月份顯著高于放牧草地 (P<0.05)，而7、8月份兩樣地之間差異不顯著(P>0.05)；圍封草地6月份10-20 cm土層的土壤含水量顯著高于放牧草地，而7月份放牧草地顯著高于圍封草地，其它月份兩樣地間差異不顯著。圍封草地兩土層土壤含水量在6、7月份、放牧草地兩土層土壤含水量在6月份無顯著差異，其它月份兩樣地10-20 cm土層土壤含水量均顯著高于0-10cm土層(P<0.05)(圖3)。

表2　圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤

注：*，P<0.05，**，P<0.01。

圖3　圍封和放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤含水量季節(jié)變化

2.2.2圍封對(duì)土壤微生物量碳的影響2013年5月、7月和9月，圍封草地0-10和10-20 cm土層微生物生物量碳均顯著高于放牧草地 (P<0.05)(圖4)，除9月份圍封草地兩土層之間差異不顯著外(P>0.05)，整個(gè)生長(zhǎng)季兩樣地0-10 cm土層土壤微生物生物量碳均顯著高于10-20 cm土層的(P<0.05)。

2.2.3圍封對(duì)植被地上綠色生物量的影響植被地上綠色生物量與兩土層銨態(tài)氮和硝態(tài)氮呈現(xiàn)相似的季節(jié)變化趨勢(shì)(圖5)。圍封與放牧草地均在7月份出現(xiàn)峰值，分別為91.50和58.70 g·m-2。在整個(gè)季節(jié)，圍封草地提高了植被地上綠色生物量(P<0.05)。

圖4　2013年圍封草地和放牧草地0-10和10-20 cm土層的土壤微生物量碳的季節(jié)變化

圖5　圍封和放牧草地植被地上綠色生物量的季節(jié)變化

2.3圍封與放牧草地土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤及植被的關(guān)系

分別對(duì)0-10和10-20 cm土層中的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量和土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量進(jìn)行RDA分析，以分析土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮影響的程度。結(jié)果表明，第一典范軸和所有典范軸的蒙特卡羅檢驗(yàn)均呈極顯著差異(P=0.002；P=0.002)，所以RDA排序結(jié)果是可靠的。這說明，土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量可以很好地解釋土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮變化(表3)。

RDA分析結(jié)果也表明，0-10 cm的4個(gè)排序軸特征值分別為0.718、0.006、0.267、0.008(表3)，其中第1軸是約束性排序軸，對(duì)響應(yīng)變量的解釋比例達(dá)71.8%，后3個(gè)軸是非約束性的，4個(gè)排序軸的所有典范特征值之和占總特征值的72.4%。0-10 cm土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被綠色生物量的相關(guān)性在前兩個(gè)排序軸分別為0.854和0.658，而10-20 cm的4個(gè)排序軸特征值分別為0.595、0.004、0.283、0.117，4個(gè)排序軸的所有典范特征值之和占總特征值的60%，且4個(gè)排序軸解釋變量為99.9%，10-20 cm土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量與土壤含水量、土壤微生物量碳及植被綠色生物量之間的相關(guān)性在前兩軸分別為0.826和0.187。整體來看，0-10和10-20 cm的土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被綠色生物量的RDA排序效果均較好。

RDA排序結(jié)果僅能反映土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮均與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量間存在相關(guān)關(guān)系(箭頭越長(zhǎng)表示某一因子對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的影響越大，夾角越小相關(guān)性越高)(圖6)，因此，應(yīng)用RDA分析中的前向選擇和蒙特卡羅檢驗(yàn)分析土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮影響的顯著性。結(jié)果表明，0-10 cm土層圍封和放牧草地RDA排序圖中(圖6)，植被地上綠色生物量對(duì)土壤銨態(tài)氮和土壤硝態(tài)氮響應(yīng)有顯著性解釋(P=0.002；P=0.002)；而10-20 cm土層圍封草地RDA排序圖中(圖6)，土壤含水量和植被地上綠色生物量均對(duì)土壤硝態(tài)氮有顯著性解釋作用(P=0.002)，而10-20 cm土層放牧草地植被地上綠色生物量對(duì)土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮響應(yīng)有顯著性解釋(P=0.002)。結(jié)果表明，兩土層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮均受植被地上綠色生物量影響，而圍封草地10-20 cm土層的土壤硝態(tài)氮還受到土壤含水量的影響。

表3　土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量的RDA分析結(jié)果

圖6　圍封與放牧草地不同土層土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與土壤含水量、土壤微生物生物量碳及植被地上綠色生物量的RDA排序圖

注： AN，土壤銨態(tài)氮； NN，土壤硝態(tài)氮； GB，植被地上綠色生物量；SW，土壤含水量； SM，土壤微生物生物量碳。

Note: AN, soil ammonium nitrogen; NN, soil nitrate nitrogen; GB, above-ground green biomass; SW, soil water content; SM, soil microbial biomass carbon.

3討論

土壤中的有機(jī)氮通過微生物作用產(chǎn)生能被植物所吸收利用的有效氮(主要為銨態(tài)氮與硝態(tài)氮)，即氮素的礦化過程[22]。土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮主要來源于土壤中微生物的礦化作用,包括硝化作用和氨化作用，因此其含量的高低主要受土壤有機(jī)質(zhì)含量、微生物種類、土壤環(huán)境條件以及人類活動(dòng)(主要包括放牧、割草、施肥和火燒等)等因素的影響[23-24]。基于本研究中所分析的指標(biāo)及結(jié)果，研究區(qū)草地利用方式的變化(放牧與圍封)主要通過影響以下因素而對(duì)土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的含量產(chǎn)生影響。

土壤氮素含量及其有效性與土壤有機(jī)碳含量具有密切聯(lián)系[23]。在黃土高原地區(qū)，由于人類活動(dòng)的干擾，使得多數(shù)天然草地生產(chǎn)力大大降低，加劇了水土流失與養(yǎng)分損失[25]；有研究表明，過度放牧導(dǎo)致天然草地生態(tài)系統(tǒng)退化，生物多樣性減少，使適口性好、含氮量高的物種減少，含氮量低的物種增加，進(jìn)而抑制氮素循環(huán)[24]。而草地圍封后生物量顯著增加，一方面地表聚集了大量的枯落物，使得以枯落物和根系分泌物的形式輸入土壤的有機(jī)質(zhì)增多，提高了土壤全氮含量；另一方面還可以提高土壤微生物活性，增強(qiáng)土壤中氮素的固定和轉(zhuǎn)化，進(jìn)而提高了土壤氮素的有效性[23,26]；此外，植物殘?bào)w在腐解過程中由微生物分解而產(chǎn)生的酸類物質(zhì)，可以使土壤中那些難溶性物質(zhì)向有效性方向轉(zhuǎn)化，從而促進(jìn)有效氮的增加[26]；以上研究結(jié)果與本研究結(jié)果一致，說明植被地上綠色生物量是影響上下兩土層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的主要因素之一。另有研究表明，地表徑流會(huì)導(dǎo)致氮流失，而植被凋落物以及植株的密度、高度等均會(huì)對(duì)地表徑流產(chǎn)生影響[17]。本研究中，放牧草地圍封后，植被的高度和蓋度增加，有效地降低了風(fēng)蝕和水蝕的程度，進(jìn)而減少了氮素的流失。

本研究中，銨態(tài)氮與硝態(tài)氮呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，在其它研究中也發(fā)現(xiàn)這一現(xiàn)象。研究鼎湖山馬尾松(Pinusmassoniana)人工林時(shí)發(fā)現(xiàn)硝態(tài)氮和銨態(tài)氮在試驗(yàn)的大部分季節(jié)表現(xiàn)出顯著的線性相關(guān)關(guān)系(P<0.05)[3]。在哥斯達(dá)黎加的研究發(fā)現(xiàn)，土壤銨態(tài)氮的供應(yīng)會(huì)對(duì)土壤硝化速率產(chǎn)生影響[27]，亞馬遜熱帶林和美國(guó)威斯康星州也發(fā)現(xiàn)土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮之間具有正相關(guān)關(guān)系[28-29]。本研究中，整個(gè)生長(zhǎng)季兩樣地土壤NH4+-N 含量均顯著高于NO3--N。有研究表明，植物從土壤中吸取養(yǎng)分供自身生長(zhǎng)時(shí)會(huì)優(yōu)先利用土壤中的硝態(tài)氮，從而使土壤的硝態(tài)氮凈剩余量減少[23-25，30]，另外，相較于帶正電荷的NH4+-N，帶負(fù)電荷的NO3--N更容易通過淋溶作用而損失，使得生態(tài)系統(tǒng)中NH4+-N濃度較高，并以此來保持土壤中氮素的含量[31]，這可以一定程度上解釋本研究區(qū)土壤中銨態(tài)氮含量高于硝態(tài)氮的原因。本研究中，圍封和放牧草地0-10 cm土層的銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量在5月份較高，可能是因?yàn)榉巧L(zhǎng)季銨態(tài)氮與硝態(tài)氮的累積效應(yīng)，而剛剛返青的植物生長(zhǎng)速率較慢，對(duì)養(yǎng)分的需求量較低，從而使其含量維持在較高水平[30]；6月份植物進(jìn)入快速生長(zhǎng)階段，增加了對(duì)氮素的吸收利用，使兩樣地0-10 cm土層的銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量均明顯降低。

土壤水分是影響土壤微生物生長(zhǎng)、發(fā)育和繁殖的重要環(huán)境因子之一[32]，并通過控制微生物的生長(zhǎng)和活性而進(jìn)一步影響土壤的氮礦化過程[33]。圍封與放牧對(duì)土壤水分的影響比較復(fù)雜，一方面，與圍封草地相比，放牧草地由于家畜的采食和踐踏，增加了土表所接受到的太陽輻射和土表裸露面積，降低了植被蓋度和植被地上綠色生物量，增加了土壤溫度和土壤水分的蒸發(fā)損失，導(dǎo)致土壤含水量降低。另一方面，圍封后，植被地上綠色生物量和植被蓋度增加，使得植物蒸騰速率加快，提高了對(duì)土壤水分的利用，導(dǎo)致土壤含水量降低。因此，圍封與放牧對(duì)土壤含水量的影響取決于植物對(duì)土壤水分的利用效率和土壤水分的自身蒸發(fā)速率這兩個(gè)過程之間的平衡[18]。在一定范圍內(nèi)，土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率均隨著土壤水分的升高而增加[15，34]。本研究中，0-10 cm土層土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量在大多數(shù)季節(jié)中表現(xiàn)為圍封草地顯著高于放牧草地，RDA冗余分析結(jié)果表明，土壤水分對(duì)圍封和放牧草地10-20 cm土層土壤硝態(tài)氮含量有顯著的影響，說明對(duì)于半干旱區(qū)草地，土壤水分也是影響土壤氮素礦化的重要因素之一。另有研究表明，硝態(tài)氮會(huì)受到土壤含水量影響的原因可能是土壤水分可以調(diào)節(jié)硝化細(xì)菌種群數(shù)量[35]，而且，在一定的土壤含水量范圍內(nèi)，土壤水分的增加有利于硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)，而不利于反硝化細(xì)菌，使得銨態(tài)氮的固持小于硝化，進(jìn)而使硝態(tài)氮含量增加[34]。本研究中，圍封草地0-10 cm的土壤含水量在多數(shù)季節(jié)顯著高于放牧草地(P<0.05)，這可能是圍封草地增加了土壤硝態(tài)氮的原因之一。

土壤氮素的礦化和硝化作用受微生物的影響，微生物參與并調(diào)控其過程，同時(shí)，土壤微生物量是土壤氮礦化的重要氮源，也是組成土壤有效態(tài)氮的重要部分[31]。草地土壤的微生物數(shù)量通常與土壤養(yǎng)分和土壤水分之間存在不同程度的正相關(guān)關(guān)系[32]，而植物根系的代謝活動(dòng)和植物枯落物對(duì)微生物(即分解者)的生存環(huán)境也會(huì)產(chǎn)生影響[36-37]，并對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的分解產(chǎn)生顯著的影響。放牧活動(dòng)會(huì)引起土壤微生物量碳的變化，可能是由于長(zhǎng)期的放牧促進(jìn)了某些微生物種群的生長(zhǎng)，而抑制了其它微生物種群的生長(zhǎng)，導(dǎo)致土壤微生物功能多樣性指數(shù)下降[35]；另外，放牧干擾下，牲畜的踐踏改變了土壤結(jié)構(gòu)，降低了土壤透水性、透氣性，使得土壤微生物的繁殖代謝受到強(qiáng)烈的干擾，進(jìn)而降低了氮的礦化速率[38]，使得放牧草地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮顯著低于圍封草地。圍封有助于土壤微生物的恢復(fù)[30,39]，這是由于圍封一方面為土壤氮素礦化提供了物質(zhì)和能量，另一方面為微生物提供了較多的能源與養(yǎng)分，促進(jìn)微生物大量繁殖及新陳代謝，有利于提高微生物群落物種數(shù)量和多度，從而促進(jìn)了土壤氮素的礦化[35]。本研究中，草地圍封后植被得以恢復(fù)，使土壤有機(jī)碳含量顯著增加(表1)，加之圍封后多數(shù)季節(jié)土壤水分的增加，使得圍封草地土壤微生物生物量碳顯著高于放牧草地。然而冗余分析結(jié)果顯示，土壤微生物生物量碳并沒有對(duì)兩樣地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮產(chǎn)生顯著影響。一方面，可能是因?yàn)?月份圍封和放牧草地0-10 cm土層較高的銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量并非當(dāng)季土壤氮素礦化的結(jié)果，另一方面，微生物生物量碳測(cè)定的頻次相對(duì)較低，從而可能會(huì)對(duì)冗余分析結(jié)果造成影響。因此，關(guān)于該研究區(qū)微生物生物量碳對(duì)土壤氮素礦化的影響還有待更深入的研究。

4結(jié)論

圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均表現(xiàn)出明顯的季節(jié)變化，且多數(shù)季節(jié)圍封草地0-10 cm土層銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量均顯著高于放牧草地 (P<0.05)；兩樣地土壤銨態(tài)氮與硝態(tài)氮之間存在極顯著正相關(guān)(P<0.01)，且銨態(tài)氮含量顯著高于硝態(tài)氮含量。圍封與放牧草地0-10和10-20 cm土層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮均受植被地上綠色生物量的影響，而圍封草地10-20 cm土層土壤硝態(tài)氮還受土壤水分的影響；放牧草地圍封后，植被生物量及土壤微生物生物量碳顯著增加，并一定程度上增加了土壤水分，這些均有利于土壤氮素的礦化。

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(責(zé)任編輯張瑾)

Effects of fencing on contents of soil ammonium nitrogen and nitrate nitrogen in the Loess Plateau, northern China

Liao Sheng-xiang1, Ren yun-tao1, Yuan Xiao-bo1, Li Xu-dong1, Guo Ding1, Li Jin-bo2, Fu Hua

(1.Statye Key Laboratory of Grassland and Agro-ecosystems; College of Pastoral Agriculture Science and Technology, Lanzhou University, Lanzhou 730020, China;2.Shenzhen Tech and Landscape Co.,Ltd., Shenzhen 518034, China)

Abstract:A study was conducted in fenced grassland (F, fenced for 7 years) and grazed grassland (G) on the Loess Plateau to investigate the seasonal variation of the contents of soil ammonium nitrogen(NH4+-N) and nitrate nitrogen (NO3--N). Redundancy analysis was also used to study the effects of soil water content, above-ground green biomass and microbial biomass carbon on NH4+-N and NO3--N contents. The results showed that NH4+-N was the main component of soil available nitrogen in both fenced and grazed grasslands. In the 0-10 cm soil layers of the two sites, soil NH4+-N and nitrate nitrogen were mainly controlled by above-ground green biomass. In the 10-20 cm soil layers, soil NO3--N and nitrate nitrogen were mainly controlled by both of soil water content and above-ground green biomass in fenced grassland, while soil NH4+-N and NO3--N were mainly controlled by above-ground green biomass in grazed grassland. There was significantly positive correlations (P<0.05) between NH4+-N and NO3--N in the two sites. The results indicated that the higher above-ground biomass after fencing for 7 years increased litter inputs and soil organic matter, thus increased substrate for nitrogen mineralization. In addition, soil water content significantly increased in most seasons (P<0.05) and all of these factors promoted the nitrogen mineralization in the soil.

Key words：fenced grassland; grazed grassland; ammonium nitrogen; nitrate nitrogen

DOI:10.11829/j.issn.1001-0629.2015-0456

*收稿日期：2015-08-12接受日期：2015-11-031

基金項(xiàng)目：長(zhǎng)江學(xué)者和創(chuàng)新團(tuán)隊(duì)發(fā)展計(jì)劃(IRT13019), 國(guó)家自然科學(xué)基金(31201837);蘭州大學(xué)中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金(lzujbky-2014-78);草地農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金(SKLGAE201401);廣東省省級(jí)科技計(jì)劃項(xiàng)目(2015B090904008)

通信作者：李旭東(1973-),男，山東青州人，副教授，博士，主要從事草地生態(tài)化學(xué)研究。E-mail：lixudong@lzu.edu.cn

中圖分類號(hào)：S812.2

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1001-0629(2016)6-1044-10*

Corresponding author:Li Xu-dongE-mail:lixudong@lzu.edu.cn

廖圣祥，任運(yùn)濤，袁曉波，李旭東，郭丁，李金博，傅華.圍封對(duì)黃土高原草地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的影響.草業(yè)科學(xué),2016,33(6)：1044-1053.

Liao S X,Ren Y T,Yuan X B,Li X D,Guo D,Li J B,Fu H.Effects of fencing on contents of soil ammonium nitrogen and nitrate nitrogen in the Loess Plateau,northern China.Pratacultural Science，2016,33(6)：1044-1053.

第一作者：廖圣祥(1991-),男，安徽合肥人，在讀碩士生，主要從事草地生態(tài)學(xué)研究。E-mail:286345217@qq.com