王玉紅,馬天娥,魏艷春,魏孝榮,邵明安,程積民,張興昌

1 中國科學(xué)院教育部水土保持與生態(tài)環(huán)境研究中心, 楊凌 712100 2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049 3 西北農(nóng)林科技大學(xué)黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 楊凌 712100 4 西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院, 楊凌 712100

黃土高原半干旱草地封育后土壤碳氮礦化特征

王玉紅1,2,馬天娥3,4,魏艷春3,4,魏孝榮1,3,*,邵明安1,3,程積民1,3,張興昌1,3

1 中國科學(xué)院教育部水土保持與生態(tài)環(huán)境研究中心, 楊凌 712100 2 中國科學(xué)院大學(xué), 北京 100049 3 西北農(nóng)林科技大學(xué)黃土高原土壤侵蝕與旱地農(nóng)業(yè)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 楊凌 712100 4 西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院, 楊凌 712100

土壤有機(jī)碳和全氮的分布與礦化是退化草地封育后土壤生態(tài)效應(yīng)研究的重要內(nèi)容和指標(biāo)。結(jié)合野外調(diào)查和室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn),研究了半干旱黃土區(qū)不同封育年限草地土壤有機(jī)碳和全氮的含量變化及其礦化特征。結(jié)果表明,封育對半干旱黃土區(qū)退化草地土壤有機(jī)碳和全氮的影響主要體現(xiàn)在0—40 cm土層,封育超過17a后,封育年限的影響逐漸減弱。封育顯著增加了土壤有機(jī)碳礦化速率和Cmin/C0,封育對有機(jī)碳礦化速率的影響與封育年限和土層深度無關(guān),而對Cmin/C0的影響則與封育年限和土層深度有關(guān)。封育顯著提高了0—40 cm土層土壤氮素礦化速率,但是降低了40—80 cm土層土壤氮礦化速率,并且降低了0—80 cm土層Nmin/N0。碳氮礦化速率與有機(jī)碳和全氮之間顯著相關(guān),而與碳氮比之間的相關(guān)性較小。這些結(jié)果表明,退化草地封育后土壤碳氮元素的轉(zhuǎn)化主要受土層深度、封育年限以及土壤碳氮含量的影響。

退化草地封育；土壤有機(jī)碳；土壤全氮；剖面分布；礦化；土壤特性

我國草地總面積約4億hm2,占國土面積的41.7%[1]；其中黃土高原草地面積就達(dá)6000萬hm2,天然草地占85%,人工和改良草地占15%,占該區(qū)域土地總面積的32.6%[2]。受長期過度放牧和人類生產(chǎn)活動(dòng)的影響,該區(qū)草地退化嚴(yán)重,載畜量大幅度下降,水土保持功能減弱[3]。草地資源保護(hù)和提升的各種措施,如退耕還草,草牧輪作,和封育禁牧等,在該區(qū)得到大范圍推廣,并取得了一定的成效。其中,退化草地封禁恢復(fù)是國內(nèi)外保護(hù)和恢復(fù)天然草地植被的有效方法[2]。退化草地封育后能夠顯著提高牧草地上和地下生物量[4-5],增加土壤種子庫的豐富度和多樣性,從而增加物種多樣性[6-7],并使草地植被群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了較大變化,群落的演替過程趨于正常階段,建群種和伴生種的分布也越來越明顯[2]。

土壤有機(jī)碳和全氮含量及其動(dòng)態(tài)平衡過程是反映土壤質(zhì)量和草地健康狀況的重要指標(biāo),直接影響到草地土壤肥力和草地生產(chǎn)力[8]。土壤有機(jī)碳氮礦化是土壤生物通過自身活動(dòng)、分解和利用土壤中有機(jī)碳氮來完成自身代謝,同時(shí)釋放出CO2或無機(jī)碳氮的過程,直接關(guān)系到土壤中養(yǎng)分的釋放與供應(yīng)及土壤質(zhì)量的維持等,是影響植物生長和植被生產(chǎn)力的關(guān)鍵因素[9]。目前研究者對不同土地利用方式、不同土壤管理措施下土壤有機(jī)碳氮的礦化特征進(jìn)行了大量的研究,為認(rèn)識土壤碳氮?jiǎng)恿W(xué)過程奠定了基礎(chǔ)[10-12]。寧夏云霧山是黃土高原封育時(shí)間最長的草地群落,關(guān)于該區(qū)不同封育年限下土壤有機(jī)碳氮分布、碳庫組成、土壤生物學(xué)性質(zhì)演變等方面已經(jīng)開展了一些研究[13-16],而對土壤碳氮礦化影響方面的研究亟待展開。本研究正是針對寧夏云霧山草原自然保護(hù)區(qū)于1982年開始封育以來不同封育年限草地,分析了土壤有機(jī)碳氮的剖面分布和礦化特征,并分析了土壤有機(jī)碳氮礦化與土壤有機(jī)碳氮含量的關(guān)系,以期為正確認(rèn)識土壤碳氮?jiǎng)恿W(xué)特征對退化草地封育的響應(yīng)特征,并為揭示草地封育后土壤碳氮演變特征及機(jī)理提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

本研究在寧夏云霧山草原自然保護(hù)區(qū)進(jìn)行,研究區(qū)位于寧夏固原市東北部,屬于黃土高原中部的黃土丘陵干旱區(qū)(36°13′—36°19′N；106°24′—106°28′E),海拔1800—2148 m,面積6700 hm2。保護(hù)區(qū)屬中溫帶半干旱氣候區(qū),年均氣溫6.9 °C,月均溫以7月最高(24 °C),1月最低(-14 ℃)。年均降水量為425 mm,無霜期124 d(4月中旬至9月末)。土壤為黃土母質(zhì)上發(fā)育的灰褐土,主要的草被植物有本氏針茅(Stipabungeana)、百里香(Thymusmongolicus)、鐵桿蒿(Artemisiasacrorum)、星毛萎陵菜(Potentillaacaulia)、大針茅(Stipagrandis)等,其中叢生禾本科植物本氏針茅在該區(qū)分布范圍最廣。

1.2 土壤樣品采集與測定

1.2.1 樣品采集

云霧山自然保護(hù)區(qū)分別于1982、1987、1992、2002年對未封育草地進(jìn)行封育,形成了不同的封育年限梯度。封育前該區(qū)土壤的土壤類型、植被組成相似,自然條件相同,土壤理化性質(zhì)相似[17]。2009年在云霧山自然保護(hù)區(qū)選取不同封育年限草地和與封育草地相鄰的放牧草地(對照樣地)作為研究樣地。所有樣地均不施肥,優(yōu)勢植物為本氏針茅和鐵桿蒿。為了減小地形差異,采樣地塊盡量選在相似的海拔高度,各樣地優(yōu)勢植被均為本氏針茅和鐵桿蒿。本研究所選的放牧草地載畜量因年份不同有所差異,但前期的研究表明相鄰連續(xù)放牧區(qū)的土壤有機(jī)碳和氮從1982年至2009年的27年間沒有顯著變化[18],因此本研究所選的不同封育年限草地土壤初始養(yǎng)分條件相似,而且所選的與封育草地相鄰的連續(xù)放牧樣地可作為對照,以用來分析不同封育年限草地土壤碳氮含量和礦化特征的變化。

于2009年8月在所選取的封育草地樣地和連續(xù)放牧樣地各布設(shè)5個(gè)采樣小區(qū)(30 m×30 m),采樣小區(qū)至少間隔2 km,因此可以作為各個(gè)年限封育草地或者放牧草地的重復(fù)。在每個(gè)小區(qū)內(nèi)隨機(jī)選取3個(gè)點(diǎn)用土鉆(直徑9 cm)采集0—5、5—10、10—20、20—40、40—60 cm和60—80 cm土層土壤樣品,3個(gè)土壤剖面樣品分層混合組成混合樣品,揀出土樣中植物根系和植物殘?bào)w后,風(fēng)干備用。

1.2.2 樣品測定

1.3 數(shù)據(jù)計(jì)算與分析

采用SPSS 16.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析,采用雙因素方差分析和Tukey分析不同封育年限和土層深度各變量的差異顯著性, 用相關(guān)分析方法分析礦化特征與土壤有機(jī)碳和全氮含量之間的關(guān)系。所有圖件利用SigmaPlot 10.0軟件繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤碳氮剖面分布

研究區(qū)草地土壤有機(jī)碳和全氮含量均隨土層深度增加逐漸降低(圖1),所有處理的土壤有機(jī)碳平均值從30.6 g/kg(0—5 cm)降到16.2 g/kg(60—80 cm)(降幅88.7%)；全氮從3.1 g/kg(0—5 cm)降到1.7 g/kg(60—80 cm)((降幅80.8%)；所有處理C/N在土壤各剖面均介于8—10之間。封育顯著影響了土壤有機(jī)碳、全氮含量和C/N,而且封育的影響與土層深度有關(guān)(圖1,表1)。在0—40 cm土層,封育顯著提高了土壤有機(jī)碳和全氮含量,其中封育17、22a和27a后0—40 cm土層土壤有機(jī)碳平均含量分別增加了29.8%、34.8%和29.3%,全氮含量分別增加了19.5%、32.4%和29.8%；但是不同封育年限之間差異不顯著。對于40—80 cm土層來說,不同年限的草地封育對土壤有機(jī)碳和全氮影響不顯著。這些結(jié)果表明,封育對退化草地土壤有機(jī)碳和全氮的影響主要體現(xiàn)在0—40 cm土層土壤,而且封育超過17a后,封育年限對土壤有機(jī)碳和全氮的影響差異不顯著。

圖1 不同封育年限草地土壤有機(jī)碳、氮和碳氮比的剖面分布特征Fig.1 Distributions of soil OC, N concentration and C/N in soil profile不同封育年限的土壤有機(jī)質(zhì)和氮在每一土層的差異均達(dá)到極顯著水平(P<0.01)

項(xiàng)目Item封育Grazingexclusion土層Soildepth交互作用InteractionFPFPFPSOC81.3<0.00123.2<0.0012.90.002TN102.1<0.00126.1<0.0014.8<0.001C/N3.00.0203.20.0301.20.320Cmin83.9<0.00148.0<0.0012.10.030Cmin/C01.00.4305.20.0031.50.160Nmin104.70.0035.3<0.0012.30.020Nnit353.5<0.0015.20.0031.60.130Namm228.3<0.00111.8<0.0012.60.007Nmin/N030.3<0.00122.5<0.0011.30.270

SOC: 土壤有機(jī)碳 Soil organic carbon; TN: 全氮 Total nitrogen; C/N: 碳氮比 Carbon-nitrogen ratio; Cmin: 碳礦化速率 Carbon mineralization rate; Nmin: 氮礦化速率 Nitrogen mineralization rate; Nnit硝化速率 Soil nitrification rate; Namm:銨化速率Soil ammonification rate.

2.2 土壤有機(jī)碳礦化特征

土壤有機(jī)碳礦化速率隨土層深度增加逐漸降低(圖2),所有處理的平均值從69.8 μg g-1d-1(0—5 cm)降低到36.8 μg g-1d-1(60—80 cm)；但有機(jī)碳礦化量與有機(jī)碳含量的比例(Cmin/C0)隨土層深度的變化趨勢則受草地封育的影響(圖2),表層土壤Cmin/C0比較集中,主要介于1.40—2.10之間。與表層土壤相比,未封育草地深層土壤Cmin/C0較低,封育22a和27a草地深層土壤Cmin/C0則較高。

圖2 封育年限對草地土壤有機(jī)碳礦化速率和礦化比例的影響Fig.2 The effect of grazing exclusion on soil OC mineralization rate and ratios

與未封育草地相比,封育后0—80 cm土層土壤有機(jī)碳礦化速率均顯著增加,但是不同封育年限之間差異不顯著,如0—80 cm土層土壤有機(jī)碳礦化速率在封育17a后增加了22.7%—45.8%,封育22年后增加了23.3%—57.4%,封育27a后增加了33.7%—49.5%。封育后土壤Cmin/C0在不同土層均有所增加,但是增加幅度與土層深度和封育年限有關(guān)。在0—40 cm土層,不同封育年限對Cmin/C0的增加幅度差異不顯著,其中封育17a后 Cmin/C0平均值增加了6.8%,封育22a后增加了4.5%,封育27a后增加了8.0%。而在40—80 cm土層,Cmin/C0的增加幅度隨封育年限的延長而增加,其中封育17、22a和27a后 Cmin/C0平均值分別增加了15.8%、35.0%和58.9%。

2.3 土壤氮素礦化特征

土壤硝化速率和礦化速率隨土層深度的增加逐漸降低(圖3),所有處理硝化速率的平均值從0—5 cm的4.9 μg g-1d-1降低到60—80 cm的0.5 μg g-1d-1,礦化速率的平均值從0—5 cm的3.2 μg g-1d-1降低到60—80 cm的1.3 μg g-1d-1。銨化速率則隨土層深度的增加而增加(圖3),如所有處理銨化速率的平均值從0—5 cm的-1.6 μg g-1d-1增加到60—80 cm的0.8 μg g-1d-1。此外,硝化作用和銨化作用的比例因土層而異,對于0—40 cm土層來說,氮素礦化表現(xiàn)為硝化過程和銨態(tài)氮的固定作用,如硝化速率介于1.5 μg g-1d-1和2.5 μg g-1d-1之間,而銨化速率介于-1.6和0.1 μg g-1d-1之間,表明硝化過程占主導(dǎo)作用。對于40—80 cm土層來說,硝化過程和銨化過程的比例接近,如硝化速率和銨化速率分別介于1.3—1.8 μg g-1d-1和0.7—0.8 μg g-1d-1之間,表明深層土壤氮素礦化由硝化過程和銨化過程共同主導(dǎo)。

圖3 封育年限對草地土壤氮礦化的影響Fig.3 The effect of grazing exclusion on soil N mineralization

由表1可以看出,土壤氮礦化受封育、土層深度及二者交互作用的影響。與未封育草地相比,不同封育年限草地0—40 cm土層土壤氮硝化速率均有所增加,而40—80 cm土層土壤氮硝化速率在不同的封育年限變化不同,其中封育17a后氮硝化速率顯著增加,封育22a和27a后則分別降低了26.5%和34.3%(圖3)。封育對0—20 cm土層土壤銨化速率的影響差異不顯著(P>0.05),但20—80 cm土層土壤銨化速率則在封育27a后顯著增加,封育17a和22a后顯著降低(圖3),表明封育27a促進(jìn)了深層土壤氨化過程,而封育17a和22a則促進(jìn)了土壤微生物對銨態(tài)氮的利用和固定。封育顯著提高了0—40 cm土層土壤氮素礦化速率,但卻降低了40—80 cm土層土壤礦化速率。其中封育17、22a和27a后0—40 cm土層氮素平均礦化速率分別增加了5.6%、4.0%和14.3%,而40—80 cm土層平均礦化速率則分別降低了12.3%、38.4%和12.0%(圖3)。草地封育顯著降低了土壤氮素礦化量與全氮含量的比例(Nmin/N0),降低幅度以封育27a最小(平均為8.9%),封育17a和22a較大(分別為17.0%和24.6%)。

3 討論

3.1 封育對土壤碳氮的影響

草地封育可以顯著提高土壤有機(jī)碳和全氮含量[19-22],如Li等[20]在內(nèi)蒙古砂質(zhì)草地上的研究結(jié)果表明封育草地土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、有效氮和全鉀含量均顯著高于相鄰的連續(xù)放牧草地；Mekuria[21]在埃塞爾比亞提格里州的研究結(jié)果表明與未封育草地相比,封育5a和10a后,土壤有機(jī)質(zhì)、全氮和磷含量均有顯著提高。在本研究中,半干旱黃土區(qū)草地封育也顯著增加了土壤碳氮含量。也有研究顯示,封育對土壤肥力無影響,甚至不利于土壤肥力的恢復(fù)。例如,Najmeh Ghorbani等[23]在伊朗西南部干旱和半干旱草地放牧與圍封的研究結(jié)果顯示,放牧與圍封(20—25a)草地土壤有機(jī)碳含量無差異。Wang等[24]在甘肅省的榆中縣的研究結(jié)果表明,經(jīng)過8a的封育措施,土壤氮含量與未封育草原相比無變化。這說明了封育對草原的作用不能一概而論,其最終的正負(fù)效應(yīng)與退化草原所處的環(huán)境條件、利用歷史等密切相關(guān)。

本研究中退化草地封育17a后土壤有機(jī)碳和氮含量不再顯著增加,可能是隨著封育時(shí)間的延長,草地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)逐漸趨于平衡狀態(tài),土壤有機(jī)碳和全氮的輸入量與輸出量接近,碳氮含量不再受到顯著影響。如Qiu等[17]的研究結(jié)果表明,云霧山草地封育17a后,地上部生物量和生態(tài)系統(tǒng)碳氮儲(chǔ)量不再隨封育年限延長而增加；其他學(xué)者在我國北方草地的研究結(jié)果也表明,草地封育20a后生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力趨于穩(wěn)定,土壤呼吸和碳氮儲(chǔ)量不再隨封育年限變化[25-27]；Werth等[28]在德國西南部的封育草地也得到相似的研究結(jié)果。另一方面,隨著封育時(shí)間的延長,生態(tài)系統(tǒng)物種豐富度增加[20,29],積累在地表的凋落物量增加,降低了凋落物與土壤接觸的緊密程度,凋落物的分解過程減緩,其對土壤碳氮的輸入量不再隨年限的增加而增加,從而限制了土壤碳氮的繼續(xù)增加[17]。因此,草原圍封時(shí)間尺度的把握應(yīng)根據(jù)草原退化程度和草原圍封后的回復(fù)狀況而定,退化草原圍封一定時(shí)期后,可進(jìn)行適度利用。

本研究中封育對土壤碳氮含量的影響在0—40 cm土層土壤中差異顯著,這與溫仲明等[26]的研究結(jié)果一致。這是因?yàn)榉庥笸寥捞嫉饕獊碓从诘厣喜恐脖坏蚵湮锖偷叵虏恐参锔礫30]。對于多數(shù)草地生態(tài)系統(tǒng)來說,植物根系主要集中在0—40 cm的表層土壤中,且隨土壤深度的增加而減少[31]。另外,本研究中云霧山保護(hù)區(qū)年降水量為425 mm,凋落物分解釋放的碳氮以及淺層(0—40 cm)土壤碳氮隨降水向深層土壤淋溶的較少。因此本研究中草地封育后土壤碳氮含量的增加主要體現(xiàn)在0—40 cm土層土壤。

3.2 封育對土壤碳氮礦化的影響

研究結(jié)果表明,草地封育后土壤有機(jī)碳氮礦化量和礦化速率也有不同程度提高。王若夢等[32]的研究結(jié)果表明在培養(yǎng)42d內(nèi),長期圍封的大針茅草地的土壤碳礦化累積量高于自由放牧草地；徐麗等[33]的研究結(jié)果表明與自由放牧相比,從東到西青藏高原8個(gè)封育高寒草地的土壤碳礦化量均高于自由放牧草地,且土壤碳礦化速率與土壤有機(jī)碳和全氮含量顯著正相關(guān)。這與本研究的結(jié)果一致。但也有研究結(jié)果顯示,隨著放牧壓力的增強(qiáng),土壤氮礦化速率升高[10,34-35]。這可能與氮礦化的測定方法有關(guān),本實(shí)驗(yàn)采用室內(nèi)培養(yǎng)的方法,與原位培養(yǎng)相比,人為調(diào)節(jié)的溫度及土壤含水量均為微生物提供了適宜的環(huán)境,因此封育草原土壤較高的氮含量對應(yīng)于較高的氮礦化速率。本研究中,不同處理土壤有機(jī)碳含量與有機(jī)碳礦化速率呈現(xiàn)出相似的變化趨勢和剖面分布特征(圖1,圖2),而且二者極顯著正相關(guān)(表2)；不同處理硝化速率和氮素礦化速率與土壤全氮含量呈現(xiàn)出相似的變化趨勢和剖面分布特征(圖1,圖3),并且與土壤全氮含量極顯著正相關(guān)(表2),表明研究區(qū)草地封育后土壤碳氮礦化速率的提高主要受土壤碳氮含量影響。但是土壤銨化速率則與有機(jī)碳和全氮含量極顯著負(fù)相關(guān),這可能與有機(jī)質(zhì)礦化過程中微生物和植物對銨態(tài)氮的利用強(qiáng)度增加引起的銨態(tài)氮的固定有關(guān)。

表2 土壤中碳氮礦化速率與土壤有機(jī)碳和全氮的相關(guān)系數(shù)

Cmin/C0表征的是土壤有機(jī)碳中可礦化的部分占土壤總有機(jī)碳的比例,其值越高,土壤有機(jī)碳越易于礦化[36],因此,根據(jù)本研究結(jié)果,隨著封育年限的延長,土壤中可礦化的有機(jī)碳比例逐漸增加,其穩(wěn)定性逐漸降低,也表明封育后土壤中新增加的有機(jī)碳主要為活性有機(jī)碳。這與Wang等[37]的研究結(jié)果一致。封育草地土壤Nmin/N0顯著低于未封育草地,表明草地封育后積累的氮素比較穩(wěn)定,不容易礦化損失。但是由于土壤氮素只有礦化為無機(jī)氮后才能被植物和微生物利用,本研究中草地封育后Nmin/N0的降低也可能表明土壤氮素有效性的降低。這是因?yàn)檠芯繀^(qū)草地沒有外源氮素添加,草地封育促進(jìn)了氮素的生物地球化學(xué)循環(huán)過程,增加了植物對土壤無機(jī)氮的吸收和利用,而被植物吸收的氮素以有機(jī)氮的形式歸還到土壤中,這些新歸還到土壤中的有機(jī)氮素礦化潛力較小,從而造成土壤中Nmin/N0的降低。

4 結(jié)論

(1)黃土高原退化草地封育后0—40 cm土層土壤有機(jī)碳和全氮含量均顯著增加,其中封育17a后增加最多,表明封育對退化草地土壤有機(jī)碳和全氮的影響主要體現(xiàn)在0—40 cm土層,封育17a后,封育年限的影響逐漸減弱。

(2)土壤有機(jī)碳礦化速率隨土層深度增加逐漸降低,但Cmin/C0隨土層深度的變化趨勢則與草地封育有關(guān),與表層土壤相比,未封育草地深層土壤Cmin/C0較低,封育22a和27a草地深層土壤Cmin/C0則較高。封育顯著增加了土壤有機(jī)碳礦化速率和Cmin/C0,封育對有機(jī)碳礦化速率的影響與封育年限和土層深度無關(guān),而對Cmin/C0的影響則與封育年限和土層深度有關(guān)。

(3)土壤硝化速率和礦化速率隨土層深度的增加逐漸降低,銨化速率隨土層深度的增加而增加。0—40 cm土層硝化過程占主導(dǎo)作用,40—80 cm土層土壤氮素礦化由硝化過程和銨化過程共同主導(dǎo)。封育顯著提高了0—40 cm土層土壤氮素礦化速率,但是降低了40—80 cm土層土壤礦化速率,并且降低了0—80 cm土層Nmin/N0。

[1] 中華人民共和國環(huán)境保護(hù)部. 2013中國環(huán)境狀況公報(bào). (2014-06-05) [2015-06-08]. http://jcs.mep.gov.cn/hjzl/zkgb/2013zkgb/.

[2] 程積民. 黃土高原草原生態(tài)系統(tǒng)研究-云霧山國家級自然保護(hù)區(qū). 北京: 科學(xué)出版社, 2014.

[3] 程杰, 高亞軍. 云霧山封育草地土壤養(yǎng)分變化特征. 草地學(xué)報(bào), 2007, 15(3): 273-277.

[4] 許晴, 許中旗, 王英舜. 禁牧對典型草原生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能影響的價(jià)值評價(jià). 草業(yè)科學(xué), 2012, 29(3): 364-369.

[5] 左萬慶, 王玉輝, 王風(fēng)玉, 師廣旭. 圍欄封育措施對退化羊草草原植物群落特征影響研究. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2009, 18(3): 12-19.

[6] 孫宗玖, 安沙舟, 馬金昌. 圍欄封育對草原植被及多樣性的影響. 干旱區(qū)研究, 2007, 24(5): 669-674.

[7] 蘇楞高娃, 敖特根, 齊曉榮. 封育對沙化典型草原土壤種子庫的影響. 內(nèi)蒙古草業(yè), 2007, 19(1): 46-48.

[8] 王常慧, 邢雪榮, 韓興國. 草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮素礦化影響因素的研究進(jìn)展. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 15(11): 2184-2188.

[9] 李忠佩, 張?zhí)伊? 陳碧云. 可溶性有機(jī)碳的含量動(dòng)態(tài)及其與土壤有機(jī)碳礦化的關(guān)系. 土壤學(xué)報(bào), 2004, 41(4): 544-552.

[10] 陳懂懂, 孫大帥, 張世虎, 杜國禎, 史小明, 王向濤. 青藏高原東緣高寒草甸土壤氮礦化初探. 草地學(xué)報(bào), 2011, 19(3): 420-424.

[11] 何念鵬, 韓興國, 于貴瑞. 長期封育對不同類型草地碳貯量及其固持速率的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(15): 4270-4276.

[12] 李順姬, 邱莉萍, 張興昌. 黃土高原土壤有機(jī)碳礦化及其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(5): 1217-1226.

[13] 邱莉萍, 張興昌, 程積民. 不同封育年限草地土壤有機(jī)質(zhì)組分及其碳庫管理指數(shù). 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2011, 17(5): 1166-1171.

[14] 李金芬, 程積民, 劉偉, 古曉林. 黃土高原云霧山草地土壤有機(jī)碳、全氮分布特征. 草地學(xué)報(bào), 2010, 18(5): 661-668.

[15] 華娟, 趙世偉, 張揚(yáng), 馬帥. 云霧山草原區(qū)不同植被恢復(fù)階段土壤團(tuán)聚體活性有機(jī)碳分布特征. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(9): 4613-4619.

[16] 程積民, 萬惠娥, 胡相明, 趙艷云. 半干旱區(qū)封禁草地凋落物的積累與分解. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(4): 1207-1212.

[17] Qiu L P, Wei X R, Zhang X C, Cheng J M. Ecosystem carbon and nitrogen accumulation after grazing exclusion in semiarid grassland. PLos One, 2013, 8(1): e55433.

[18] Qiu L P, Wei X R, Zhang X C, Cheng J M, Gale W, Guo C, Long T. Soil organic carbon losses due to land use change in a semiarid grassland. Plant and Soil, 2012, 355: 299-309.

[19] Mekuria W, Veldkamp E, Haile M, Nyssen J, Muys B, Gebrehiwot K. Effectiveness of exclosures to restore degraded soils as a result of overgrazing in Tigray, Ethiopia. Journal of Arid Environments, 2007, 69(2): 270-284.

[20] Li Y Q, Zhao H L, Zhao X Y, Zhang T H, Li Y L, Cui J Y. Effects of grazing and livestock exclusion on soil physical and chemical properties in desertified sandy grassland, Inner Mongolia, northern China. Environmental Earth Sciences, 2010, 63(4): 771-783.

[21] Mekuria W, Veldkamp E, Haile M, Nyssen J, Muys B, Gebrehiwot K. Effectiveness of exclosures to restore degraded soils as a result of overgrazing in Tigray, Ethiopia. Journal of Arid Environments, 2007, 69(2):270-284.

[22] Steffens M, K?lbl A, Totsche K U, K?gel-Knabner I. Grazing effects on soil chemical and physical properties in a semiarid steppe of Inner Mongolia (P. R. China). Geoderma, 2008, 143: 63-72.

[23] Ghorbani N, Raiesi F, Ghorbani S. Bulk soil and particle size-associated C and N under grazed and ungrazed regimes in Mountainous arid and semi-arid rangelands. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2012, 93(1): 15-34.

[24] Wang D, Wu G L, Zhu Y J,Shi Z H. Grazing exclusion effects on above-and below-ground C and N pools of typical grassland on the Loess Plateau (China). Catena, 2014, 123: 113-120.

[25] Bai Y F, Han X G, Wu J G, Chen Z Z, Li L H. Ecosystem stability and compensatory effects in the Inner Mongolia grassland. Nature, 2004, 431(7005): 181-184.

[26] 賈宏濤, 蔣平安, 趙成義, 胡玉昆, 李赟. 圍封年限對草地生態(tài)系統(tǒng)碳分配的影響. 干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究, 2009, 27(1): 33-36.

[27] He N P, Yu Q, Wu L, Wang Y S, Han X G. Carbon and nitrogen store and storage potential as affected by land-use in a Leymus chinensis grassland of northern China. Soil Biology & Biochemistry, 2008, 40(12): 2952-2959.

[28] Werth M, Brauckmann H J, Broll G, Schreiber K F. Analysis and simulation of soil organic carbon stocks in grassland ecosystems in SW Germany. Jouranl of Plant Nutrition and Soil Science, 2005, 168(4): 472-482.

[29] 賈曉妮, 程積民, 萬惠娥. 封育對云霧山本氏針茅草地群落的影響. 草地學(xué)報(bào), 2008, 16(3): 272-277.

[30] 溫仲明, 焦峰, 赫曉慧, 焦菊英. 黃土高原森林邊緣區(qū)退耕地植被自然恢復(fù)及其對土壤養(yǎng)分變化的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2007, 16(1): 16-23.

[31] 周夢華, 程積民, 萬惠娥, 王麗學(xué), 趙凌平. 云霧山本氏針茅群落根系分布特征. 草地學(xué)報(bào), 2008, 16(3): 267-271.

[32] 王若夢, 董寬虎, 何念鵬, 朱劍興, 代景忠, 施侃侃. 圍封對內(nèi)蒙古大針茅草地土壤碳礦化及其激發(fā)效應(yīng)的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(12): 3622-3629.

[33] 徐麗, 于書霞, 何念鵬, 溫學(xué)發(fā), 石培禮, 張揚(yáng)建, 代景忠, 王若夢. 青藏高原高寒草地土壤碳礦化及其溫度敏感性. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 37(11): 988-997.

[34] Gao Y H, Luo P, Wu N, Chen H, Wang G X. Impacts of grazing intensity on nitrogen pools and nitrogen cycle in an alpine meadow on the eastern Tibetan plateau. Applied Ecology & Environmental Reasearch, 2008, 6(3): 69-79.

[35] Wu H H, Dannenmann M, Fanselow N, Wolf B, Yao Z S, Wu X, Brüggemann N, Zheng X H, Han X G, Dittert K, Butterbach-Bahl K. Feedback of grazing on gross rates of N mineralization and inorganic N partitioning in steppe soils of Inner Mongolia. Plant and Soil, 2011, 340: 27-39.

[36] 羅友進(jìn), 趙光, 高明, 魏朝富, 趙麗榮. 不同植被覆蓋對土壤有機(jī)碳礦化及團(tuán)聚體碳分布的影響. 水土保持學(xué)報(bào), 2010, 24(6): 117-122.

[37] Wang C Y, He N P, Zhang J J, Lv Y L, Wang L. Long-Term grazing exclusion improves the composition and stability of soil organic matter in Inner Mongolian grasslands. PLoS One, 2015, 10(6): e0128837.

Influence of grazing exclusion on soil organic carbon and nitrogen mineralization in semiarid grasslands of the Loess Plateau

WANG Yuhong1,2, MA Tian′e3,4, WEI Yanchun3,4, WEI Xiaorong1,3,*, SHAO Ming′an1,3, CHENG Jimin1,3, ZHANG Xingchang1,3

1InstituteofSoilandWaterConservation,ChineseAcademyofSciences,Yangling712100,China2UniversityofChineseAcademyofSciences,Beijing100049,China3StateKeyLaboratoryofSoilErosionandDrylandFarmingontheLoessPlateau,NorthwestAgricultureandForestryUniversity,Yangling712100,China4CollegeofNaturalResourcesandEnvironment,NorthwestAgricultureandForestryUniversity,Yangling712100,China

Grazing exclusion is an important method for rehabilitating degraded ecosystems in grassland-dominated parts of the semiarid region. However, how ecosystem processes respond to this rehabilitation has not been assessed well. For understanding how the carbon and nitrogen cycling in degraded grasslands responds to such grazing exclusions, it is essential to study the distribution and mineralization of soil organic carbon and nitrogen. Field measurements and laboratory incubations of soil (at 0—80 cm depth) from the Loess Plateau′s semiarid region were combined to analyze the soil organic carbon and nitrogen distribution and mineralization after various years of grazing exclusion. Samples were collected from grasslands where grazing was excluded for 17, 22, and 27 years, respectively. As a control, additional soil samples were collected from continuously grazed grasslands that neighbored the grazing exclusion ones. Organic carbon and nitrogen contents, as well as organic carbon and nitrogen mineralization rates, were measured. The effects of grazing exclusion on the distribution of organic carbon and nitrogen mainly occurred in the top 0—40 cm of the soil. Grazing exclusion significantly increased soil organic carbon and nitrogen content, with the largest increases being observed after 17 years of exclusion. However, beyond 17 years, the effects on organic carbon and nitrogen distribution became weaker with time. Furthermore, although for all treatments organic carbon mineralization rates decreased with soil depth, for grazing excluded grasslands the organic carbon mineralization ratio (Cmin/C0) increased more with soil depth. The grazing exclusion effects on mineralization rate were independent of exclusion years or soil layers, in contrast to the effects on Cmin/C0,which did correlate with both these factors. In addition, nitrification and mineralization rates of nitrogen decreased with soil depth, whereas in contrast, the ammonification rate increased. At 0—40 cm soil depth, nitrification rates ranged between 1.5 and 2.5μg g-1d-1, and ammonification rates between -1.6 and 0.1 μg g-1d-1. This indicates a nitrification dominated nitrogen mineralization in this soil layer. At 40—80 cm depth, nitrification and ammonification rates ranged between 1.3 and 1.8μg g-1d-1, and between 0.7 and 0.8μg g-1d-1, respectively, suggesting that nitrification and ammonification contributed similarly to nitrogen mineralization in deeper soils. Furthermore, grazing exclusion significantly increased the mineralization rate of nitrogen in the 0—40 cm layer, while it decreased this in the 40—80 cm layer. The overall nitrogen mineralization ratio (Nmin/N0) also decreased when grazing was excluded. Finally, the mineralization of organic carbon and nitrogen were significantly correlated with the soil organic carbon and nitrogen content, but less so with the soil carbon to nitrogen ratio (C/N). Overall, the results of this study indicate that the turnover of organic carbon and nitrogen in grazing excluded grassland was determined mainly by soil layer, grazing exclusion duration, and soil organic carbon and nitrogen content.

grazing management; soil organic carbon; nitrogen; soil profiles; carbon mineralization; soil properties

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41271315, 41571296)；教育部新世紀(jì)優(yōu)秀人才支持計(jì)劃資助項(xiàng)目(NCET-13-0487)；中國科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會(huì)科研專項(xiàng)資助項(xiàng)目(2014371)

2015-08-10;

日期:2016-06-13

10.5846/stxb201508101688

* 通訊作者Corresponding author.E-mail: xrwei78@163.com

王玉紅,馬天娥,魏艷春,魏孝榮,邵明安,程積民,張興昌.黃土高原半干旱草地封育后土壤碳氮礦化特征.生態(tài)學(xué)報(bào),2017,37(2):378-386.

Wang Y H, Ma T E, Wei Y C, Wei X R, Shao M A, Cheng J M, Zhang X C.Influence of grazing exclusion on soil organic carbon and nitrogen mineralization in semiarid grasslands of the Loess Plateau.Acta Ecologica Sinica,2017,37(2):378-386.