王 雪,郭雪蓮,*,鄭榮波,王山峰,劉雙圓,田 偉

1 西南林業(yè)大學(xué)國家高原濕地研究中心，昆明 650224 2 西南林業(yè)大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，昆明 650224 3 云南香格里拉市納帕海濕地管理局，迪慶 674400

滇西北是云南高原濕地的集中分布區(qū),地處少數(shù)民族聚集的農(nóng)牧交錯帶,當(dāng)?shù)貙τ跐竦刭Y源利用的主要途徑是放牧。納帕海是滇西北高原典型沼澤化草甸濕地集中分布區(qū),同時也是受放牧干擾最為典型和嚴(yán)重的區(qū)域。放牧類型主要為牦牛放牧和藏香豬放養(yǎng)。放牧過程中動物踐踏、翻拱擾動會不同程度的影響濕地植被[6]、土壤的理化性質(zhì)[7]及碳氮空間分布規(guī)律[8],進而對濕地土壤氮的遷移轉(zhuǎn)化過程產(chǎn)生影響[9- 10]。然而,關(guān)于放牧干擾對滇西北高原沼澤化草甸濕地土壤氮的遷移轉(zhuǎn)化的影響規(guī)律尚不清楚。因此,本研究選取納帕海沼澤草甸濕地為研究區(qū),采用野外采樣和室內(nèi)培養(yǎng)分析相結(jié)合的方法,對比研究不同放牧干擾(牲畜踐踏和豬翻拱活動)對沼澤化草甸濕地土壤理化性質(zhì)、礦化作用、硝化作用和反硝化作用的影響,闡明放牧過程中動物活動對沼澤化草甸濕地土壤氮遷移轉(zhuǎn)化的影響及規(guī)律,為放牧對濕地生態(tài)系統(tǒng)干擾研究提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地位于滇西北高原的納帕海國際重要濕地(99°37′10.6″—99°40′20.0″ E,27°48′55.6″—27°54′28.0″ N)內(nèi),行政上隸屬云南省迪慶藏族自治州香格里拉市,距市區(qū)8km,平均海拔3260m。納帕海發(fā)育在石灰?guī)r母質(zhì)的中甸高原上,受喀斯特作用的強烈影響,湖盆底部被蝕穿而形成落水洞,湖水在地下匯集后從北部穿過小背斜出露形成支流匯入金沙江。湖盆四周山嶺環(huán)繞,從湖盆中心至湖岸生長著大量的水生和陸生植被,湖濱有較大面積的沼澤化草甸,周圍山上生長著硬葉常綠闊葉林和云杉冷杉針葉林以及灌叢。水量補給主要依靠降雨、冰雪融水和湖東南側(cè)幾條短小河流,以及湖兩側(cè)沿金沙江一中甸斷裂帶上涌的泉水[11]。納帕海濕地地處青藏高原與亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)和中南半島熱帶季風(fēng)區(qū)的結(jié)合部,具有高寒、年均溫低、霜期長、氣溫年較差和日較差大、干濕季節(jié)分明等特點。年均溫為5.4℃,年降水量為619.9mm,主要集中在6—8月[12]。

依據(jù)典型性和代表性原則,在納帕海國際重要濕地內(nèi)選取典型沼澤化草甸濕地作為研究區(qū)。研究區(qū)內(nèi)主要物種有早熟禾(Poaannua)(約30%)、小苔草(Carexparva)(約5%—10%)、云霧苔草(Carexnubigena)(約5%—20%,隨水深增加而增加)、木里苔草(Carexmuliensis)(投影蓋度在群落中約5%—60%)、單鱗苞荸薺Eleocharisuniglumis(5%—100%)、嵩草Kobresiabellardii(5%—20%,少數(shù)水邊環(huán)境可形成寬約30cm的純?nèi)?等。地表季節(jié)性積水,土壤為草甸沼澤土,發(fā)育明顯的泥炭層和潛育層。

1.2 研究方法

研究區(qū)位于納帕海國際重要濕地納帕村附近,在納帕海村環(huán)湖路以西的圍欄禁牧區(qū)設(shè)置對照樣地(CK),在納帕海村環(huán)湖路以東,根據(jù)地表植被和土壤物理狀況設(shè)置豬翻拱擾動樣地(ZG)、牲畜踐踏樣地(JT)(圖1)。樣地大小為10m×10m,沿對角線選3個取樣點,每個取樣點用PVC管(內(nèi)徑10cm,長30cm)取0—10cm土柱2個(分別用于礦化/硝化和反硝化實驗),共取土柱18個。取土柱前去除地上植被,用塑料薄膜封住PVC管上下口帶回實驗室。同時用自封袋取0—10cm土樣帶回實驗室用于土壤理化性質(zhì)的測定。將取回的原位土柱打開上口,25℃下恒溫箱內(nèi)預(yù)培養(yǎng)24h[13]。

圖1 實驗樣地Fig.1 Experimental plots

礦化/硝化作用：在預(yù)培養(yǎng)后的土柱內(nèi)取少量土樣用于土壤氨氮、硝氮初始含量的測定;然后,將預(yù)培養(yǎng)的土柱重新封住上口,25℃下恒溫箱內(nèi)培養(yǎng)30d,打開土柱封口取土樣測定土壤氨氮、硝氮的含量,計算礦化量、礦化速率和硝化量、硝化速率。

反硝化作用：采用乙炔抑制法[14]。將預(yù)培養(yǎng)后的土柱重新封住上口,用注射器抽取頂部10%的氣體置換成乙炔氣體(V/V)。注射乙炔氣體后的土柱在黑暗環(huán)境下25℃培養(yǎng)24h,抽取150mL氣體,用超痕量溫室氣體分析儀(N2O/CO LOS GATOS RESEARCH)(儀器屬于西南林業(yè)大學(xué)大型儀器共享平臺)測定N2O濃度,計算反硝化速率。

反硝化速率(mg m-2d-1)=44/22.4 ×M×273/(273+T) × (V1-V2)/S

式中,M為氣體濃度ppm,T為培養(yǎng)溫度,V1、V2分別為PVC管和土壤有效體積,S為土柱面積,d=1為天數(shù)

土壤含水率的測定采用烘干法,土壤容重的測定采用環(huán)刀法,土壤 pH 值采用土壤原位 pH 計測定,土壤總氮(TN)采用分光光度計測定,土壤總有機碳(TOC)采用總有機碳分析儀測定,土壤氨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量采用1mol/L的KCL溶液浸提(土水比1∶10)后提取上清液用連續(xù)流動分析儀(SKALAR San++, Skalar Co., Netherlands)(儀器屬于西南林業(yè)大學(xué)大型儀器共享平臺)測定[15]。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

實驗數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析采用 SPSS 19.0軟件,采用單因素方差分析法分析放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤理化性質(zhì)間的差異性以及礦化速率、硝化速率和反硝化速率間的差異性。采用Pearson相關(guān)系數(shù)法分析放牧干擾下沼澤化草甸濕地氮轉(zhuǎn)化與土壤環(huán)境的關(guān)系,以P<0.05位差異顯著。圖件制作采用 SigmaPlot 10.0軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤理化性質(zhì)的影響

表1 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤理化性質(zhì)的影響

括號內(nèi)數(shù)值為標(biāo)準(zhǔn)差;同列內(nèi)含有不同上標(biāo)字母表示差異顯著(P<0.05); ZG：豬翻拱擾動樣地,pig arch;JT：牲畜踐踏樣地,cattle-trampled;CK：對照樣地,control

2.2 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤氮礦化和硝化特征的影響

放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤氮礦化和硝化作用的影響如表2所示。放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤氮礦化量和礦化速率均為負(fù)值,說明 ZG、JT和CK地土壤微生物的固持作用均高于礦化作用,固持作用占據(jù)主導(dǎo)地位。可能是由于實驗期為植物生長旺季,植物大量吸收無機氮而使土壤表現(xiàn)為氮素固持狀態(tài)。放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤氮礦化量和礦化速率均均表現(xiàn)為ZG>JT>CK(P>0.05)。說明豬的翻拱活動比牲畜踐踏活動對土壤氮礦化作用的促進作用更顯著。放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤凈氨化量和凈氨化速率均表現(xiàn)為JT>CK>ZG(P>0.05)。說明牲畜踐踏活動促進了土壤氨化作用,而豬的翻拱活動抑制了土壤氨化作用。放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤凈硝化量和凈硝化速率均表現(xiàn)為ZG>JT>CK(P<0.01)。說明豬的翻拱活動比牲畜踐踏活動對土壤硝化作用的促進作用更顯著。ZG和JT地土壤的硝化量和硝化速率均為正值,說明其硝化作用產(chǎn)生的NO3-N被微生物固持后有較多剩余,而CK地硝化作用產(chǎn)生的NO3-N被微生物固持后沒有剩余。

表2 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤氮礦化和硝化特征的影響

括號內(nèi)的數(shù)值為標(biāo)準(zhǔn)差;同行內(nèi)含有不同上標(biāo)字母表示差異顯著(P<0.05)

2.3 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤氮反硝化特征的影響

圖2 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤反硝化速率的影響 Fig.2 The denitrification rate of swamp meadow wetland soil with influence of grazing disturbanceZG：豬翻拱擾動樣地,pig arch;JT：牲畜踐踏樣地,cattle-trampled;CK：對照樣地,control

放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤反硝化速率的影響如圖2所示。ZG、JT和CK地土壤的平均反硝化速率分別為(8.42±3.38)、(1.79±0.25) mg m-2d-1和(2.35±0.66) mg m-2d-1,表現(xiàn)為ZG>CK>JT。ZG地土壤的平均反硝化速率分別為JT 地和 CK 地土壤平均反硝化速率的4.7倍和3.6倍(P<0.05)。表明豬翻拱活動促進了土壤N2O氣體的釋放,而牲畜踐踏活動抑制了土壤N2O氣體的排放。

3 討論

3.1 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤理化性質(zhì)的影響

放牧干擾不同程度的影響著沼澤化草甸濕地土壤的理化性質(zhì),牲畜踐踏和豬翻拱活動導(dǎo)致土壤容重增大,土壤含水率降低。這主要是由于牲畜踐踏引起土壤空間結(jié)構(gòu)的變化,導(dǎo)致土壤總孔隙度的減少使得土壤變得緊實,從而加大了土壤的容重[16],降低土壤水分含量。豬翻拱活動使沼澤化草甸土壤下層被翻拱裸露,下層比表層土壤容重大,因此測定的豬翻拱區(qū)比對照區(qū)表層土壤容重大。同時由于豬的翻拱活動,利于土壤水分蒸發(fā),從而導(dǎo)致豬翻拱區(qū)土壤含水率下降[17]。

放牧干擾使得沼澤化草甸濕地土壤pH增大,呈堿性。是由于放牧活動通過影響土壤水分及土壤可溶性鹽類的遷移、轉(zhuǎn)化,使得放牧地土壤中部分的可溶性鹽類累積在土壤表層從而提高了放牧地表層土壤的pH值。此外,牲畜排泄物的輸入也會導(dǎo)致土壤pH值增大[18]。

3.2 放牧干擾對沼澤化草甸濕地土壤氮轉(zhuǎn)化的影響

不同放牧類型對沼澤化草甸濕地土壤的反硝化作用的影響不同,豬的翻拱活動促進了反硝化作用,而牲畜踐踏活動抑制了反硝化作用。這是由于豬的翻拱活動增加了土壤的松散度和透氣性,更有利于N2O氣體的排放,而牲畜踐踏活動則使土層壓實不利于N2O氣體的排放。此外,碳源的輸入可以提高反硝化速率[34],本研究中CK地土壤的TOC含量要明顯高于JT 地,其反硝化速率也高于JT地,這可能與CK地土壤的TOC含量高可以提供源源不斷的碳源供應(yīng)相關(guān)。

表3放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤氮轉(zhuǎn)化與土壤環(huán)境的關(guān)系

Table3Therelationshipsbetweennitrogentransformationandenvironmentalfactorsinsoilsofswampmeadowwetlandwithinfluenceofgrazingdisturbance

類型Type指數(shù)Index容重Bulkdensity含水率MoisturecontentpH總有機碳TOC總氮TN氨態(tài)氮NH+4-N硝態(tài)氮NO-3-N碳氮比C∶N礦化速率Mineralizationrate相關(guān)性0.817**-0.817**0.679*-0.679*-0.721*-0.852**-0.2740.369顯著性0.0070.0070.0440.0390.0280.0040.4750.328硝化速率Nitrifacrionrate相關(guān)性0.960**-0.912**0.779*-0.757*-0.742*-0.911**-0.1090.374顯著性0.0010.0010.0130.0180.0220.0010.7800.322氨化速率Ammonificationrate相關(guān)性0.028-0.010-0.051-0.051-0.182-0.123-0.5500.109顯著性0.9420.9790.8970.8960.6390.7530.1250.780反硝化速率Denitrificationrate相關(guān)性0.377-0.2910.065-0.841**0.059-0.2660.094-0.495顯著性0.3170.4480.8690.0040.8790.5580.8090.176

**在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān); *在0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)

4 結(jié)論

(1)放牧活動影響了沼澤化草甸濕地土壤的理化性質(zhì),牲畜踐踏和豬翻拱活動使得沼澤化草甸濕地土壤容重增大,含水率降低,pH值增大,TOC、TN、TP含量降低。

(2)放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤的礦化和硝化速率均表現(xiàn)為ZG > JT > CK,牲畜踐踏和豬翻拱均促進了沼澤化草甸濕地土壤的礦化和硝化作用。礦化速率和硝化速率均與土壤容重、pH 呈顯著正相關(guān)關(guān)系,與土壤含水率、TOC、TN、氨氮含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。

(3)放牧干擾下沼澤化草甸濕地土壤的反硝化速率表現(xiàn)為ZG > CK > JT,表明豬翻拱活動促進了土壤N2O 溫室氣體的排放,而牲畜踐踏活動抑制了土壤N2O 的排放。反硝化速率與土壤 TOC含量呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。

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