趙 寧, 張洪軒, 王若夢, 楊滿業(yè), 張 艷, 趙小寧,于貴瑞,何念鵬,*

(1.中國科學院地理科學與資源研究所, 生態(tài)系統(tǒng)網(wǎng)絡(luò)觀測與模擬重點實驗室, 北京 100101; 2. 中國科學院研究生院, 北京 100049; 3. 四川省草原科學研究院, 成都 611731; 4. 山西農(nóng)業(yè)大學動物科技學院, 太谷 030801; 5. 北京林業(yè)大學林學院, 北京 100083)

可利用性氮素是草地生態(tài)系統(tǒng)初級生產(chǎn)力的主要限制因子[1]。土壤氮礦化(soil nitrogen mineralization)是生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的重要過程，某種程度決定了氮素有效性[2]。放牧是草地的主要利用方式，對草地氮素循環(huán)有重要影響[3]。目前科學家關(guān)于放牧與草地土壤氮礦化的研究結(jié)論仍存在較大爭議，有研究認為放牧促進了土壤氮礦化[4]，也有研究認為放牧抑制了土壤氮礦化[5]。Shariff等[6]認為中度放牧下土壤凈氮礦化速率最高，通過控制放牧強度能提高土壤有效氮素水平。放牧對土壤氮礦化的影響受到放牧強度、放牧制度、土壤肥力、植被類型等多種因素的共同制約[7-10]，是造成不同研究結(jié)論存在差異的可能原因。

青藏高原東緣的若爾蓋高寒草甸是我國主要牧區(qū)之一。獨特的地理位置和氣候環(huán)境使該地區(qū)的高寒草甸對外界干擾和氣候變化異常敏感[11]。近幾十年來，若爾蓋高寒草甸的放牧強度持續(xù)增加[12]，相比其它草地生態(tài)系統(tǒng)而言，放牧強度的持續(xù)增長對高寒草甸土壤氮礦化乃至氮循環(huán)的影響可能更為復雜和不確定。此外，近幾十年來該地區(qū)氣候呈現(xiàn)明顯的暖干化趨勢[13]，由此也可能影響土壤氮礦化過程[14]。放牧和溫度升高可能會對若爾蓋高寒草甸的土壤氮礦化造成重要的影響，并最終影響到高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能，但迄今為止仍未見相關(guān)的研究報道。本研究利用野外放牧實驗與室內(nèi)培養(yǎng)相結(jié)合的方法，利用溫度敏感性(Q10)來揭示土壤氮礦化對放牧和溫度變化的響應趨勢，以期為合理地制定高寒草甸放牧制度提供理論支持，并為預測氣候變暖對若爾蓋高寒草甸氮素循環(huán)的影響提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)域概況與實驗方法

1.1 研究區(qū)域概況

若爾蓋地處青藏高原東緣，屬大陸性高原氣候。嚴寒濕潤、霜凍期長、四季變化不明顯；年平均氣溫0.7—1.1 ℃，極端最低和最高溫度出現(xiàn)在1月和6月，分別為-36 ℃和26 ℃。年均降水量為749.1 mm，年均蒸發(fā)量達1262.5 mm[15]。高寒草甸和高寒濕地是該地區(qū)主要的景觀類型。

1.2 研究方法

野外實驗依托于四川省草原科學研究院紅原基地的放牧實驗樣地，該樣地位于紅原縣瓦切鄉(xiāng)(樣地中心地理坐標：33°06′ N，102°35′ E，海拔3456 m)。實驗樣地對若爾蓋地區(qū)的高寒草甸具有較好的代表性。植被為典型的高寒草甸，以嵩草屬(Kobresia)、蓼屬(Polygonum)植物為主，優(yōu)勢物種有羊茅(FestucaovinaLinn.)、四川嵩草(KobresiasetchwanensisHand.-Mazz)、圓穗蓼(PolygonummacrophyllumD. Don)以及發(fā)草(DeschampsiacaespitosaBeauv.)、垂穗披堿草(ElymusnutansGriseb.)等。土壤類型為高山草甸土。

1.2.1 樣地設(shè)置

放牧實驗共設(shè)置4種放牧強度，分別為禁牧(CK)、輕度放牧(L)、中度放牧(M)和重度放牧(H)，3次重復。每個禁牧實驗小區(qū)面積1.6 hm2，輕度放牧小區(qū)4.2 hm2、中度放牧小區(qū)2.5 hm2、重度放牧小區(qū)1.9 hm2。放牧實驗于2010年開始，除禁牧小區(qū)外，各個放牧小區(qū)均放牧牦牛3頭，放牧強度分別為0、0.7、1.2、1.6牛/ hm2。

2012年4月生長季初期，在每個放牧小區(qū)內(nèi)均勻布置50—60個采集點；在去除地表凋落物后，采用土鉆法對0—10 cm土壤樣品進行取樣，每個小區(qū)內(nèi)所采集的土壤混合形成一個土壤樣品(> 5 kg)，運回實驗室后4 ℃保存。在室內(nèi)，土壤樣品過篩(孔徑2 mm)并手工挑除雜質(zhì)和植物根系后，分為兩部分，一部分用于室內(nèi)培養(yǎng)來測定土壤礦化速率，另一部分自然風干用于測定土壤全碳和全氮等指標。放牧實驗樣地的基本土壤理化特性如表1所示。

表1 不同放牧強度土壤理化特性

表中數(shù)據(jù)為平均值，括號內(nèi)數(shù)字代表標準誤，n= 3；鑒于處理間各項指標差異均不顯著(P> 0.05)，表中未用字母標識差異性

1.2.2 實驗室培養(yǎng)和化學分析

在測定土壤飽和含水量后，首先稱取經(jīng)過預處理的土壤樣品10 g和石英砂5 g，裝入清洗干凈的50 mL塑料方瓶，搖勻后加蒸餾水調(diào)節(jié)至60%土壤飽和含水量。隨后，將培養(yǎng)樣品分別放入5、10、15、20、25 ℃的恒溫恒濕培養(yǎng)箱。土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮測定分7個批次進行，分別在培養(yǎng)0、7、14、21、28、35、42 d后。培養(yǎng)過程中土壤樣品每隔2—3 d補水1次，補水量采用稱重法確定，用帶蓬頭的針管將蒸餾水均勻噴灑在土壤表面使其維持60%土壤飽和含水量。

土壤經(jīng)50 mL 1 mol/L的KC1浸提后，采用雙波長紫外分光光度法測定硝態(tài)氮含量[16]，靛酚藍比色法測定銨態(tài)氮含量[17]。此外,烘干法測定土壤含水量，電位法測定土壤pH值，干燒法(元素分析儀)測定土壤全碳和全氮含量。

1.2.3 計算和統(tǒng)計分析

(1) 計算方法

土壤凈氮礦化積累量由培養(yǎng)前后硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的變化量決定，凈氮礦化速率為單位培養(yǎng)時間無機氮含量的變化，可通過以下公式分別計算：

Δt=ti+1-ti

(1)

(2)

(3)

Amin=Aamm+Anit

(4)

Rmin=Amin/Δt

(5)

Rnit=Anit/Δt

(6)

凈氮礦化速率與溫度之間的關(guān)系采用f(T)=A×e(BT)指數(shù)模型擬合，式中T為培養(yǎng)溫度(℃)，A為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)(substrate quality index)，表示溫度為0 ℃時土壤凈氮礦化的速率，B為溫度反應系數(shù)。Q10通過下式計算：Q10= exp(10B)，即溫度每增加10 ℃土壤凈氮礦化速率增加的倍數(shù)。

(2)統(tǒng)計方法

采用SPSS 11.0統(tǒng)計軟件進行數(shù)據(jù)分析，分別對不同指標 (Rnit，Ramm和Rmin)進行雙因素方差分析 (Two-way ANOVA)，采用培養(yǎng)7 d時的數(shù)據(jù)得出放牧和溫度的主效應及其交互作用對氮礦化速率的影響，采用Duncan法判斷不同放牧強度(CK、L、M、H)和培養(yǎng)溫度間的氮礦化速率是否存在顯著差異。對培養(yǎng)溫度為20 ℃的數(shù)據(jù)進行單因素方差分析 (One-way ANOVA)分析，探討不同放牧強度的氮礦化動態(tài)。統(tǒng)計差異顯著水平為P= 0.05。

2 實驗結(jié)果

2.1 放牧對氮礦化速率的影響

放牧顯著影響了土壤硝化速率和氨化速率(P< 0.001，表2)，不同放牧強度間硝化速率存在顯著差異(P< 0.05)。4個放牧強度中CK的硝化速率最低 (0.29 mg N kg-1d-1)，L的硝化速率最高 (0.42 mg N kg-1d-1)，整體趨勢為L > M > H > CK(圖1)。氨化速率范圍介于-0.056—-0.053 mg N kg-1d-1之間，除L的氨化速率顯著偏低外(P< 0.05)，其他處理間差異不顯著。

放牧顯著影響土壤凈氮礦化速率(P< 0.001，表2)，不同放牧強度間凈氮礦化速率存在顯著差異(P<0.05)。其中，CK的凈氮礦化速率最低 (0.23 mg N kg-1d-1)，M和H次之，L具有最高的凈氮礦化速率(0.34 mg N kg-1d-1)(圖1)。L、M和H的凈氮礦化速率分別比CK增加了46.5%、35.2%和3.5%。

表2 凈氮礦化速率、氨化速率和硝化速率的雙因素方差分析結(jié)果

圖1 放牧強度對氮礦化速率的影響(平均值 ± 標準誤)

2.2 溫度對氮礦化速率的影響

溫度顯著影響了土壤硝化速率(P< 0.001，表2)，硝化速率隨溫度升高呈指數(shù)增長形式(圖2)。培養(yǎng)溫度較低時(5 ℃和10 ℃)，溫度升高對硝化速率無顯著影響(P= 0.71)，而培養(yǎng)溫度較高時(15,20 ℃和25 ℃)，溫度升高顯著增加了硝化速率(P< 0.05)。然而，溫度對土壤氨化速率無顯著影響(P> 0.05，表2)。

溫度對凈氮礦化速率具有顯著影響(P< 0.001， 表2)，培養(yǎng)溫度較低時(5 ℃和10 ℃)，不同溫度下的凈氮礦化速率間無顯著差異(P= 0.71)，而在較高溫度時(15,20 ℃和25 ℃)，凈氮礦化速率間差異顯著(P< 0.05)。由于溫度對氨化速率影響較小，因此溫度對凈氮礦化速率的影響主要取決于硝化速率的變化(圖2)。

2.3 土壤氮礦化動態(tài)

在培養(yǎng)溫度為20 ℃條件下，4個放牧強度的硝態(tài)氮積累量隨培養(yǎng)時間增長而顯著增加(P< 0.001，圖3B)；然而，不同放牧強度下土壤硝態(tài)氮積累量的變化動態(tài)不盡相同。CK在6個培養(yǎng)階段硝態(tài)氮積累量都有顯著增加(P< 0.05)，培養(yǎng)42 d時積累量達到15.51 mg N/kg；L在培養(yǎng)7 d和14 d時硝態(tài)氮積累量增加不顯著(P> 0.05)，之后的4個培養(yǎng)階段硝態(tài)氮都有顯著增加(P< 0.05)，培養(yǎng)末期積累量達到21.72 mg N/kg；M在培養(yǎng)中期(14，21，28 d)時硝態(tài)氮沒有顯著增加(P> 0.05)，培養(yǎng)后期(35 d，42 d)增加顯著(P< 0.05)，培養(yǎng)末期積累量達到14.62 mg N/kg；H在每個培養(yǎng)階段硝態(tài)氮積累量都有顯著增加(P<0.05)，培養(yǎng)末期積累量達到17.90 mg N/kg。銨態(tài)氮積累量隨培養(yǎng)時間增長沒有顯著變化(P>0.05，圖3)。無機氮積累量主要受硝態(tài)氮積累的影響，其變化動態(tài)和與硝態(tài)氮積累量變化動態(tài)相似，隨培養(yǎng)時間增長顯著增加(P< 0.001，圖3)。

4個放牧強度的硝化速率和凈氮礦化速率隨培養(yǎng)時間延長沒有顯著變化(P> 0.05，圖3)；在早期培養(yǎng)階段(0—14 d)，4個放牧強度的氨化速率都有顯著降低(P< 0.05)，在隨后的培養(yǎng)過程中氨化速率沒有顯著變化(P> 0.05，圖3)。

圖2 溫度對凈氮礦化和硝化速率的影響

圖3 不同放牧強度土壤氮礦化動態(tài)

2.4 放牧對土壤凈氮礦化速率溫度敏感性的影響(Q10)

利用指數(shù)模型f(T) =A×e(BT)，計算了6個培養(yǎng)階段不同放牧強度處理下的土壤凈氮礦化Q10值(表3)，發(fā)現(xiàn)放牧強度顯著影響Q10(P< 0.001)，輕牧和中牧間Q10差異不顯著(P= 0.33)，而其它放牧強度間Q10存在顯著差異(P< 0.05)。4個放牧強度Q10的變化范圍在2.01—2.72之間。與禁牧處理相比，放牧樣地具有較高的Q10值，總體上呈現(xiàn)隨放牧強度增加而增加的趨勢，重度放牧樣地的土壤具有最高的氮礦化溫度敏感性，分別比禁牧、輕度放牧和中度放牧增加了35%、14%和19%。

表3 土壤凈氮礦化速率的指數(shù)模型參數(shù)

表中數(shù)值為平均值(標準誤)，n= 18;A為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)(substrate quality index)，B為溫度反應系數(shù)，R2為指數(shù)方程擬合優(yōu)度，Q10為土壤氮礦化溫度敏感性指數(shù); 不同字母代表顯著水平0.05下存在顯著差異指數(shù)回歸模型常數(shù)A稱為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)，可以作為衡量土壤有機質(zhì)質(zhì)量的指標。通過一元線性回歸分析A與Q10變異的關(guān)系，如圖 4所示A與Q10呈負相關(guān)關(guān)系，4個放牧強度中A值對Q10變異的解釋度可分別為63.4%、43.9%、93.8%和 58.7%。

圖4 溫度敏感性(Q10)和指數(shù)回歸模型常數(shù)基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)(A)的關(guān)系

3 結(jié)論與討論

放牧增加了若爾蓋高寒草甸土壤的凈氮礦化速率和硝化速率，輕度放牧在各放牧強度中具有最高的氮礦化速率。在其它生態(tài)系統(tǒng)也得到類似的結(jié)論，例如青藏高原高寒草甸[18]、黃土高原半干旱區(qū)草地[19]、內(nèi)蒙古草原[20]、以及溫帶鹽沼[21]。然而，Andrioli等2010年對阿根廷半干旱草地的研究發(fā)現(xiàn)放牧對土壤氮礦化沒有顯著影響[22]?？茖W家對放牧強度與土壤氮礦化的關(guān)系還存在很大的爭議，有研究表明隨著放牧強度的增加土壤氮礦化速率增加，重牧時氮礦化速率最高[18-20]，也有研究證明中度放牧下凈氮礦化速率有最高值[4]。本文得出的輕度放牧下高寒草甸土壤氮礦化速率最高，一方面表明放牧對土壤氮礦化的影響存在多樣性，這可能受不同區(qū)域植物群落、土壤類型和放牧強度設(shè)置等多種因素的影響；另一方面，目前不同研究間關(guān)于放牧強度的界定(輕牧、中牧和重牧)的差異也可能是造成上述不一致性的重要原因。

放牧對土壤氮礦化影響的機制目前仍然存在爭議。通常認為，輕度放牧造成土壤氮礦化速率升高的主要原因在于輕度放牧下食草動物對植物地上部分的啃食可以刺激根系分泌，從而增加根際微生物的活性，加快氮礦化速率。當放牧強度超過一定閾值后，由于植物地上部分嚴重受損，造成根系分泌減少，導致氮礦化速率下降[4]。其次，土壤質(zhì)量也是影響土壤氮礦化的重要因素，肥沃土壤具有較高的氮礦化潛力，相反，貧瘠的土壤氮礦化潛力較低[23]。食草動物的踐踏和啃食會對植物群落的物種多樣性及功能群產(chǎn)生影響[24-25]，從而通過凋落物質(zhì)量影響土壤質(zhì)量；食草動物的糞便和尿液的輸入也會影響土壤質(zhì)量。在室內(nèi)培養(yǎng)狀況下, 適宜的溫度及土壤含水量為微生物活動提供了適宜環(huán)境，因此土壤質(zhì)量較高時土壤氮礦化速率也相應較高。

溫度敏感性是衡量土壤氮礦化對未來氣候變化響應的重要參數(shù)[27-28]。大多數(shù)據(jù)研究均利用Q10來表示土壤氮礦化的溫度敏感性，即溫度每升高10 ℃土壤氮礦化速率增加的倍數(shù)。不同放牧梯度高寒草甸土壤Q10的變化范圍在2.01—2.72，與其它研究結(jié)論基本相符。例如，Oliver Koch等采用厭氧培養(yǎng)的方法得到的Q10值在1.3—2.8之間[27]，高俊琴等研究表明若爾蓋濕地沼澤土和泥炭土的凈氮礦化速率Q10分別在0. 9—4.5和1.0—4.4之間[29]。由于不同的培養(yǎng)方法(好養(yǎng)培養(yǎng)、厭氧培養(yǎng))和Q10的計算方法使得不同研究間Q10值在直接比較時受到影響。指數(shù)模型參數(shù)A可以作為衡量基質(zhì)質(zhì)量的指標，被稱為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)[27]。Q10值和參數(shù)A呈負相關(guān)關(guān)系(圖4)，說明基質(zhì)質(zhì)量越差的土壤氮礦化溫度敏感性越高。礦化過程是有機質(zhì)轉(zhuǎn)換為無機質(zhì)的過程，主要通過微生物介導的酶促反應實現(xiàn)?；|(zhì)質(zhì)量越差礦化時所需的酶促反應步驟越多，需要的活化能也越高，因此對溫度升高的響應更加劇烈，從而具有較高的Q10值。

放牧顯著增加了若爾蓋高寒草甸土壤氮礦化的溫度敏感性，對高寒草甸土壤氮循環(huán)研究具有重要意義。這意味著在未來溫度升高的情景下，土壤氮礦化速率增速加快，短期內(nèi)可以提高植被的氮素可利用性，促進植物快速生長以彌補牲畜取食所造成的氮素流失，維持草地生產(chǎn)力和正常的氮素循環(huán)；但從長遠來看，它可能會造成土壤氮素的加速流失，最終降低土壤可利用性氮素量，從而對植物生長和生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能形成負反饋。該假說不僅需要在其它生態(tài)系統(tǒng)進行驗證，還應采用原位培養(yǎng)、穩(wěn)定性同位素技術(shù)和室內(nèi)培養(yǎng)相結(jié)合的方法進行進一步驗證；然而，該假說為高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)的氮素利用和氮素管理提供了新的視角。

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