亚洲免费av电影一区二区三区,日韩爱爱视频,51精品视频一区二区三区,91视频爱爱,日韩欧美在线播放视频,中文字幕少妇AV,亚洲电影中文字幕,久久久久亚洲av成人网址,久久综合视频网站,国产在线不卡免费播放

        ?

        喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的影響

        2018-05-29 02:28:08張青山歐陽運(yùn)東肖孔操陳浩李德軍

        張青山 ,歐陽運(yùn)東,肖孔操 ,陳浩 ,李德軍

        (1. 中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所,亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,湖南 長(zhǎng)沙 410125;2. 湖南省邵陽市第二中學(xué),湖南 邵陽422000;3. 中國(guó)科學(xué)院環(huán)江喀斯特生態(tài)系統(tǒng)觀測(cè)研究站,廣西 環(huán)江547100;4. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué),北京 100049)

        氮是植物生長(zhǎng)發(fā)育的必需營(yíng)養(yǎng)元素之一,也是陸地生態(tài)系統(tǒng)最普遍且最重要的一種限制性養(yǎng)分元素,其循環(huán)在很大程度上影響生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能、演替進(jìn)程以及生態(tài)系統(tǒng)對(duì)氣候環(huán)境變化的響應(yīng)[1]。硝化和反硝化作用是生態(tài)系統(tǒng)氮素生物地化循環(huán)過程中的兩個(gè)關(guān)鍵環(huán)節(jié),硝化作用將氨氧化成亞硝態(tài)氮以及硝態(tài)氮,而反硝化作用則是在缺氧條件下將硝態(tài)氮及亞硝態(tài)氮還原成N2O、NO、N2等氣體進(jìn)入大氣,從而直接影響到土壤氮素有效性、硝酸鹽淋失和溫室氣體排放等,一直是國(guó)內(nèi)外土壤、生態(tài)和環(huán)境領(lǐng)域關(guān)注的熱點(diǎn)[2-5]。土壤硝化和反硝化潛勢(shì)是反映土壤硝化與反硝化活性的重要指標(biāo),受氣候條件、地表植被類型、土壤理化性狀(水分、質(zhì)地、pH、有機(jī)質(zhì)、礦質(zhì)氮含量等)、微生物群落等多重因素的影響[6-8]。因此,研究植被變化對(duì)土壤硝化和反硝化潛勢(shì)的影響對(duì)于深入認(rèn)識(shí)氮生物地球化學(xué)特征、預(yù)測(cè)生態(tài)系統(tǒng)氮營(yíng)養(yǎng)狀況具有一定的現(xiàn)實(shí)意義。

        植物是影響土壤硝化和反硝化作用的關(guān)鍵因子之一[9-11]。不同類型植物由于其生理特性、凋落物生物量及化學(xué)組成等各異,導(dǎo)致不同植物群落覆蓋下林下小生境差異,包括土壤理化性狀、微生物組成等,進(jìn)而深刻影響到土壤硝化與反硝化作用潛勢(shì)[12]。然而植被類型變化會(huì)對(duì)土壤硝化與反硝化作用產(chǎn)生何種影響以及通過何種機(jī)制影響,目前報(bào)道不一。如Zhang等[13]在秦嶺地區(qū)研究發(fā)現(xiàn)不同植被類型之間的土壤反硝化潛勢(shì)存在顯著差異,森林高于草地和農(nóng)田。Sgouridis和Ullah[14]在英國(guó)和康維河流域的研究結(jié)果則表明,草地土壤的反硝化潛勢(shì)要遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于森林。此外還有些研究認(rèn)為,地表植被組成變化并不會(huì)顯著影響土壤硝化與反硝化潛勢(shì)[8,15]。不同研究之間結(jié)果不一致說明土壤硝化與反硝化潛勢(shì)影響因素復(fù)雜,僅憑單一的植被變化難以解釋其差異,需要更深入地結(jié)合區(qū)域背景差異、土地利用歷史、土壤屬性等方面進(jìn)行考慮。

        我國(guó)西南喀斯特地區(qū)長(zhǎng)期以來由于該區(qū)人口承載量大、土地利用不合理等原因,石漠化現(xiàn)象嚴(yán)重,嚴(yán)重制約了社會(huì)經(jīng)濟(jì)的可持續(xù)發(fā)展,同時(shí)直接威脅到下游珠江和長(zhǎng)江流域的水資源和生態(tài)安全[16]??λ固胤鍏餐莸厥鞘顕?yán)重的地區(qū),植被恢復(fù)是該區(qū)生態(tài)恢復(fù)與重建的關(guān)鍵。近年國(guó)家通過實(shí)施退耕還林(草)、坡耕地整治、生態(tài)扶貧等一系列生態(tài)治理工程,大力恢復(fù)植被,石漠化趨勢(shì)得到了有效遏制??λ固胤鍏餐莸刂脖换謴?fù)對(duì)土壤理化性狀[17]、養(yǎng)分儲(chǔ)量[18]、微生物群落結(jié)構(gòu)與生物量[19]、酶活性變化[20]等方面都有著顯著的影響,但如何影響土壤硝化和反硝化潛勢(shì)的研究鮮見報(bào)道。為此,本研究采用空間代替時(shí)間的方法,選取桂西北喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)不同階段典型植被群落(草叢、灌叢和次生林)為研究對(duì)象,以長(zhǎng)期耕作旱地土壤為參照,研究不同恢復(fù)階段典型植被群落土壤硝化與反硝化潛勢(shì)并明確其與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系,旨在為整體評(píng)估喀斯特植被恢復(fù)過程中土壤氮素有效性變化及土壤氮素經(jīng)硝化與反硝化作用流失的潛在風(fēng)險(xiǎn)提供參考依據(jù),為深入認(rèn)識(shí)喀斯特地區(qū)氮素生物地化循環(huán)特征,推動(dòng)該區(qū)的石漠化綜合治理與生態(tài)恢復(fù)重建提供科學(xué)依據(jù)。

        1 研究方法

        1.1 研究區(qū)概況

        近年來,為有效遏制喀斯特地區(qū)石漠化趨勢(shì),廣西大力推進(jìn)退耕還林還草、生態(tài)扶貧等一系列工程,大量不宜耕作的旱地被撂荒,進(jìn)行自然封育。研究區(qū)域選擇位于廣西環(huán)江毛南族自治縣西南部(107°54'01"~108°05'51"E,25°07'01"~25°12'22"N)的木論喀斯特國(guó)家自然保護(hù)區(qū)及周邊。隨著退耕年限的不同,區(qū)域內(nèi)形成了草叢、灌叢和次生林相互交錯(cuò)的格局。木論國(guó)家自然保護(hù)區(qū)是世界上喀斯特區(qū)域連片面積最大、保存最完好、原生性最強(qiáng)的喀斯特森林,森林覆蓋率達(dá)94.8%,屬于典型的喀斯特原始森林生態(tài)系統(tǒng),其典型景觀單元為峰叢洼地。氣候?qū)僦衼啛釒Ъ撅L(fēng)氣候,林區(qū)總面積為89.69 km2,年均日照1 451.1 h,7月份月均日照最多,約為190.7 h,2月份最少,約為61.5 h。年均氣溫19.3 ℃,最高溫36 ℃,最低溫-5.0 ℃,≥ 0 ℃年活動(dòng)積溫6 260 ℃,無霜期310 d。年均降水量1 529.2 mm,4—8月為雨季,占全年降水量的73.7%,9月至次年3月為旱季。土壤以石灰土為主。

        1.2 樣地設(shè)置與樣品采集

        采取空間代替時(shí)間的方法,在木論喀斯特國(guó)家自然保護(hù)區(qū)周邊選取三個(gè)典型植被恢復(fù)階段:草叢、灌叢和次生林作為研究對(duì)象,其中草叢主要優(yōu)勢(shì)物種有五節(jié)芒(Miscanthus fl oridulus(Lab.) Warb.ex Schum. et Laut.)、 白 茅(Imperata cylindrica(L.)Raeusch.)等;灌叢主要優(yōu)勢(shì)物種有黃荊(Vitex negundoL.)、毛桐(Mallotus barbatus(Wall.) Muell. Arg.)等;次生林主要優(yōu)勢(shì)物種有小果厚殼桂(Cryptocarya austrokweichouensisX. H. Song)、伊桐(Itoa orientalisHemsl.)、傘花木(Eurycorymbus cavaleriei(Levl.) Rehd.et Hand.-Mazz.)等。旱地為玉米—紅薯輪作。

        采樣時(shí)種植作物為玉米,施肥以廄肥和化肥配施,氮肥形態(tài)主要是尿素或復(fù)合肥,年施用量約為150 kgN/hm2。每個(gè)植被恢復(fù)階段建立3個(gè)10×10 m的樣方,各樣方之間距離> 400 m。

        供試土壤于2016年7月采集,根據(jù)隨機(jī)取樣原則,在每個(gè)樣方用土鉆在樣方內(nèi)鉆取0~10 cm內(nèi)土壤,每個(gè)樣方采集5點(diǎn)組合一個(gè)混合樣。樣地土壤濕度在21.6%~27.8%之間。將采集的土壤樣品裝入自封袋置于冰盒帶回實(shí)驗(yàn)室,用鑷子挑出植物細(xì)根和石礫,過2 mm篩后,一部分保存于4 ℃冰箱,一周內(nèi)測(cè)定土壤硝化潛力和土壤反硝化潛力、土壤無機(jī)氮濃度、微生物生物量等指標(biāo),另一部分經(jīng)自然風(fēng)干后測(cè)定土壤基本理化性質(zhì)。

        1.3 測(cè)定方法

        1.3.1 硝化潛勢(shì) 采用懸液培養(yǎng)法[21],稱取過10目篩的新鮮土壤10 g置于250 ml三角瓶中,加入100 ml 1.5 mM (NH4+)2SO4溶液,用保鮮膜封住瓶口并扎幾個(gè)小孔以保證透氣,將三角瓶置于搖床上恒溫培養(yǎng)(150 rpm,25 ℃),在培養(yǎng)的第4和16 h,取10 ml懸液離心,上清液過0.45 μm濾膜后,上AA3流動(dòng)分析儀(德國(guó))測(cè)定硝態(tài)氮(NO3-)濃度。硝化潛勢(shì)根據(jù)兩次取樣的NO3-濃度差值計(jì)算。1.3.2 反硝化潛勢(shì) 采用乙炔抑制法[14],稱取新鮮土壤5 g于300 ml培養(yǎng)瓶中,加入4 ml 營(yíng)養(yǎng)液(0.1 mM KNO3,1 mM葡萄糖),搖勻,蓋上橡膠塞,用真空泵抽氣1 min后充入高純氮?dú)猓∟2),反復(fù)抽洗三次后,用C2H2置換瓶?jī)?nèi)10% N2,開始計(jì)時(shí)培養(yǎng),培養(yǎng)30 min和90 min后,用注射器抽取培養(yǎng)瓶頂空氣體20 ml注入預(yù)先抽真空的labco瓶(12 ml)。用氣相色譜儀(安捷倫7890A,美國(guó))分析N2O濃度。反硝化潛勢(shì)根據(jù)兩次取樣的N2O濃度差值計(jì)算。

        1.3.3 其他指標(biāo) 土壤容重采用環(huán)刀法測(cè)定;銨態(tài)氮(NH4+)和NO3-采用1 M KCl浸提,AA3連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定;土壤微生物生物量碳和氮(SMBC和SMBN)采用氯仿熏蒸提取法;土壤pH用pH計(jì)測(cè)定(土水比1∶2.5);有機(jī)碳(SOC)采用重鉻酸鉀氧化—外加熱法(油?。y(cè)定;全氮(TN)采用半微量開氏法—流動(dòng)注射儀法測(cè)定。

        1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

        運(yùn)用Excel和SPSS 16.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行作圖、計(jì)算和相關(guān)分析。采用單因素方差分析(One-way ANOVA)對(duì)不同植被恢復(fù)階段土壤硝化和反硝化潛勢(shì)與理性性質(zhì)變化進(jìn)行差異檢驗(yàn)(LSD,P< 0.05)。采用線性回歸分析土壤理化性質(zhì)與硝化和反硝化潛勢(shì)的相關(guān)性。

        2 結(jié)果與分析

        2.1 不同植被恢復(fù)階段土壤硝化和反硝化潛勢(shì)

        喀斯特峰叢洼地次生林土壤的硝化潛勢(shì)最高,均值達(dá)到49.08 mgN/(kg.d),其次是旱地土壤,達(dá)27.28 mgN/(kg.d),灌叢和草叢土壤的硝化潛勢(shì)最低,均值分別為23.2和18.78 mgN/(kg.d)(圖1)。統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果顯示,次生林土壤硝化潛勢(shì)顯著高于灌叢、草叢和旱地土壤(P<0.05),灌叢、草叢和旱地土壤之間的硝化潛勢(shì)并無顯著性差異。

        圖1 不同植被恢復(fù)階段土壤硝化與反硝化潛勢(shì)Fig. 1 Nitrif i cation and denitrif i cation potential at different stages of vegetation restoration in a karst area

        喀斯特峰叢洼地次生林土壤的反硝化潛勢(shì)最高,均值達(dá)到15.43 mgN/(kg.d),旱地與之接近,均值達(dá)到14.56 mgN/(kg.d),草叢和灌叢土壤的反硝化潛勢(shì)較低,均值分別只有6.51和4.09 mgN/(kg.d)。統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果顯示,次生林和旱地土壤的反硝化潛勢(shì)要顯著高于草叢和灌叢土壤(P<0.05),次生林和旱地、草叢和灌叢兩兩之間的土壤反硝化潛勢(shì)差異則不顯著。上述結(jié)果表明,當(dāng)植被恢復(fù)到森林階段,土壤硝化與反硝化潛勢(shì)均有顯著提高,土壤氮素通過這兩個(gè)途徑損失的風(fēng)險(xiǎn)也越來越高。

        2.2 不同植被恢復(fù)階段土壤理化性質(zhì)

        在植被恢復(fù)的不同階段,土壤理化性質(zhì)也有顯著差異(表1)。本研究中,旱地土壤有機(jī)碳和全氮含量較高,分別達(dá)到38.75 g/kg和4.25 g/kg,這可能是當(dāng)?shù)剞r(nóng)民長(zhǎng)期施用廄肥和尿素所致。旱地退耕后,在草叢和灌叢階段,土壤有機(jī)碳和全氮相比耕作旱地,有顯著降低,而到了次生林階段,土壤中的有機(jī)碳和全氮又有顯著回升,含量分別達(dá)到43.59 g/kg和4.16 g/kg,這表明旱地退耕后短期內(nèi),由于人工肥料投入缺失,土壤有機(jī)碳和氮含量降低明顯,而當(dāng)植被恢復(fù)到森林階段,由于凋落物輸入增多,土壤有機(jī)碳和氮累積逐漸回升。

        不同植被恢復(fù)階段土壤無機(jī)氮含量及形態(tài)組成也有明顯差異,如次生林土壤無機(jī)氮濃度最高,且形態(tài)以NO3-為主,達(dá)到32.73 mg/kg,而草叢土壤的無機(jī)氮形態(tài)則以NH4+占優(yōu)。微生物生物量碳(SMBC)和微生物生物量氮(SMBN)變化規(guī)律表現(xiàn)一致,即草叢<灌叢<次生林,表明土壤的生物活性隨著植被的恢復(fù)而逐漸增強(qiáng),這可能與土壤有機(jī)碳和氮增加,微生物可利用的能源和底物增多有關(guān)。此外,在植被恢復(fù)的不同階段,土壤容重和pH未發(fā)生顯著變化。

        表1 不同植被恢復(fù)階段土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Soil physical-chemical properties at different stages of vegetation restoration

        2.3 土壤理化性質(zhì)與硝化和反硝化潛勢(shì)相關(guān)性分析

        土壤硝化潛勢(shì)與SOC、 硝態(tài)氮含量呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.01),與C:N、SMBN呈顯著相關(guān)關(guān)系(P<0.05),與TN、pH、SMBC、銨態(tài)氮含量相關(guān)不顯著(表2)。土壤反硝化潛勢(shì)與SOC、TN、SMBC、SMBN、硝態(tài)氮含量呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.01),與pH呈顯著正相關(guān),與銨態(tài)氮呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系,與C:N相關(guān)不明顯。所有因子中,只有SOC和硝態(tài)氮含量與硝化和反硝化潛勢(shì)都呈現(xiàn)極顯著的正相關(guān)關(guān)系,SMBN與硝化和反硝化潛勢(shì)分別呈顯著和極顯著關(guān)系,說明這三個(gè)因子是影響土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的關(guān)鍵共性因子。

        表2 土壤硝化-反硝化潛勢(shì)與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)關(guān)系Table 2 Relationship between nitrif i cation potential and denitrif i cation potential and soil physiochemical properties

        3 討論

        3.1 植被類型對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的影響

        本研究結(jié)果表明,喀斯特峰叢洼地不同植被恢復(fù)階段土壤硝化潛勢(shì)平均在18.78~49.08 mgN/(kg.d)之間,整體上遠(yuǎn)高于國(guó)內(nèi)其他非喀斯特地區(qū)同類型生態(tài)系統(tǒng)的平均水平,如郭志英和賈仲君[11]對(duì)我國(guó)典型生態(tài)系統(tǒng)土壤硝化潛勢(shì)進(jìn)行整合分析后發(fā)現(xiàn),我國(guó)農(nóng)田、草地、森林生態(tài)系統(tǒng)土壤硝化潛勢(shì)均值分別為4.97、7.41和1.06 mgN/(kg.d)。這除了因?yàn)槲髂系貐^(qū)水熱狀況較好外,還可能與喀斯特地區(qū)的地質(zhì)背景有關(guān),即喀斯特地區(qū)分布大量的石灰?guī)r和白云巖,地區(qū)土壤以石灰性土壤為主,土壤pH值集中在6~8之間(表1),適于硝化作用發(fā)生[6],導(dǎo)致土壤硝化潛勢(shì)整體上處于非常高的水平。本研究中,草叢和灌叢土壤硝化潛勢(shì)與旱地相比沒有顯著差異,而顯著低于次生林土壤。這與Carney等[22]報(bào)道哥斯達(dá)黎加森林土壤平均硝化潛勢(shì)(32.64 mgN/(kg.d))顯著高于草地(4.56 mgN/(kg.d))的趨勢(shì)一致。與楊莉琳等[23]報(bào)道則不同,其發(fā)現(xiàn)西藏高原森林和草地之間土壤硝化潛勢(shì)并無顯著差異,但顯著低于農(nóng)田土壤,并認(rèn)為產(chǎn)生這種差異的原因與土壤中的氨氧化細(xì)菌(AOB)菌群數(shù)量、多樣性及均勻度變化有關(guān)??λ固胤鍏餐莸夭莸赝寥老趸瘽搫?shì)低于森林土壤的原因與其土壤有機(jī)碳含量低、微生物能源不足;微生物生物量總量少,微生物自身氮素供應(yīng)不足(SMBN濃度低)等有關(guān)(表1)。此外,草本植物根系釋放某種化感物質(zhì)抑制了硝化微生物生長(zhǎng)繁殖(biological nitrif i cation inhibition)可能也是草地土壤硝化潛勢(shì)低的重要原因[24]。

        喀斯特峰叢洼地不同植被群落下土壤反硝化潛勢(shì)平均在4.09~15.43 mgN/(kg.d)之間,整體上與報(bào)道的長(zhǎng)白山森林土壤反硝化潛勢(shì)水平相近(4.8~14.64 mgN/(kg.d))[25]。同時(shí)喀斯特峰叢洼地次生林土壤反硝化潛勢(shì)要顯著高于草叢和灌叢土壤,這一趨勢(shì)與Zhang等[13]在秦嶺地區(qū)的發(fā)現(xiàn)類似,但與Sgouridis和Ullah[14]在英國(guó)和康維河流域的發(fā)現(xiàn)相反。此外,孫盼盼[26]在我國(guó)東北樣帶的研究也發(fā)現(xiàn)草地土壤反硝化潛勢(shì)顯著大于森林土壤(25.68 vs 6.48 mgN/(kg.d))。由此可見,不同區(qū)域條件下植被類型對(duì)土壤反硝化潛勢(shì)呈現(xiàn)截然相反的結(jié)果,但造成此種差異的原因目前尚不清楚,仍有待進(jìn)一步深入探討。

        3.2 土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的關(guān)鍵影響因素

        土壤硝化與反硝化潛勢(shì)影響因素眾多,包括土壤水分、溫度、pH、有機(jī)質(zhì)含量、礦質(zhì)氮含量及形態(tài)、通氣狀況等,對(duì)于不同氣候區(qū)、不同生態(tài)系統(tǒng)乃至不同類型土壤而言,其硝化與反硝化潛勢(shì)的關(guān)鍵影響因素往往也會(huì)有所不同。如郭雷等[27]研究發(fā)現(xiàn)建三江地區(qū)不同利用類型土壤的反硝化潛勢(shì)受有機(jī)質(zhì)含量影響最大。丁洪等[28]對(duì)比研究了華北平原不同類型土壤之間的硝化與反硝化活性,結(jié)果表明土壤的硝化與反硝化作用主要與土壤質(zhì)地和pH有關(guān)。郭志英和賈仲君[11]通過整合分析發(fā)現(xiàn),我國(guó)農(nóng)田土壤硝化潛勢(shì)與pH、硝態(tài)氮含量呈極顯著的正相關(guān),與有機(jī)碳呈極顯著負(fù)相關(guān),與全氮、碳氮比相關(guān)不明顯;而森林土壤硝化潛勢(shì)與有機(jī)碳、碳氮比呈極顯著正相關(guān),與pH、TN、硝態(tài)氮含量相關(guān)不顯著。

        本研究中,喀斯特峰叢洼地土壤硝化潛勢(shì)與SOC、初始硝態(tài)氮含量呈極顯著的正相關(guān)關(guān)系(P<0.01),與SMBN、土壤碳氮比呈顯著性相關(guān)(P<0.05),而與TN、pH、SMBC、NH4+含量相關(guān)不顯著(表2)。土壤pH被認(rèn)為是影響土壤硝化作用最為關(guān)鍵的因素之一,土壤硝化速率與土壤pH在一定范圍內(nèi)呈顯著的正相關(guān)關(guān)系,在酸性土壤環(huán)境中,硝化作用受到抑制甚至缺失[29]。然而本研究中并未發(fā)現(xiàn)土壤硝化潛力與pH存在顯著性相關(guān)關(guān)系,這可能與本研究中樣品土壤的pH變化范圍較窄有關(guān)。同時(shí)也說明喀斯特地區(qū)受母質(zhì)影響,土壤呈弱酸至弱堿,土壤富鈣鎂使得土壤緩沖能力強(qiáng),pH不是喀斯特地區(qū)土壤硝化潛勢(shì)強(qiáng)弱的限制因素。此外土壤硝化潛勢(shì)與TN相關(guān)性也不明顯,這與鮑俊丹等[29]研究結(jié)果一致,而與SMBN呈顯著相關(guān),說明在喀斯特峰叢洼地土壤硝化潛勢(shì)更多地是受微生物本身氮狀況影響,而非TN。

        土壤微生物作為土壤生化過程的驅(qū)動(dòng)者,其生物量、群落結(jié)構(gòu)、活性等特性直接影響到土壤硝化與反硝化潛勢(shì)。本研究中,土壤微生物生物量整體隨著植被的正向演替(草叢—灌叢—次生林)而逐漸增加,說明喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)促進(jìn)了土壤生物活性提高,從而有利于生態(tài)系統(tǒng)功能的恢復(fù)。這一方面是由于植被不斷通過凋落物和根系有機(jī)碳輸入土壤為微生物生長(zhǎng)提供了充足的碳源和能源,另一方面,植被恢復(fù)極大地提高了水土保持能力,為微生物生長(zhǎng)繁殖創(chuàng)造了良好生境。本研究發(fā)現(xiàn)土壤反硝化勢(shì)與SMBC、SMBN都呈極顯著相關(guān)(表2),說明微生物生物量在土壤反硝化潛勢(shì)變化中起著重要的作用。而彭艷等[30]對(duì)貴陽次生林不同演替階段土壤反硝化活性與土壤微生物量進(jìn)行研究后發(fā)現(xiàn)兩者之間相關(guān)性不顯著。硝化潛勢(shì)與SMBC無顯著相關(guān)性,但與SMBN顯著相關(guān),這也說明喀斯特峰叢洼地土壤硝化潛勢(shì)更多的是由微生物氮狀況決定,而不單單是微生物生物量。丁洪等[28]也發(fā)現(xiàn)土壤硝化—反硝化活性與硝化和反硝化菌數(shù)量并無明顯相關(guān)性。土壤微生物特性同土壤硝化與反硝化潛勢(shì)相關(guān)性不一致還可能是由于植被對(duì)不同微生物生理類型的差異化影響所致,如邢肖毅等[31]在黃土高原研究發(fā)現(xiàn),植被恢復(fù)對(duì)不同生理類型微生物的影響不同,對(duì)氨化細(xì)菌的影響最大,其次是反硝化細(xì)菌,亞硝化細(xì)菌最小。

        本研究結(jié)果還表明土壤反硝化潛勢(shì)與pH也呈顯著相關(guān)(P<0.05),表明土壤pH是影響土壤反硝化潛勢(shì)的重要因素,這與Zhang等[13]、孫盼盼[26]等的觀點(diǎn)一致。但也有研究發(fā)現(xiàn)pH對(duì)土壤反硝化潛勢(shì)影響不大[9]。硝態(tài)氮是影響土壤反硝化潛勢(shì)的一個(gè)關(guān)鍵因素,因其一方面是反硝化作用的底物,同時(shí)也是反硝化細(xì)菌進(jìn)行厭氧呼吸的電子受體。通常硝態(tài)氮濃度越高,反硝化細(xì)菌生長(zhǎng)繁殖越快,反硝化潛勢(shì)也越大[32]。本研究中,初始硝態(tài)氮含量與土壤硝化—反硝化潛勢(shì)均存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系(表2,P<0.01),這是因?yàn)椋环矫鍺O3-是硝化作用的產(chǎn)物,土壤NO3-積累越多,直接反映土壤硝化作用越強(qiáng)烈,另一方面,硝態(tài)氮作為反硝化細(xì)菌的反應(yīng)底物,其含量高低在很大程度上決定了反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)與繁殖速率,進(jìn)而決定了反硝化作用的強(qiáng)弱。這表明土壤初始硝態(tài)氮含量可以作為土壤硝化和反硝化潛勢(shì)的重要表征參數(shù),與牟曉杰等[9]觀點(diǎn)一致。彭艷等[30]則報(bào)道貴陽次生林不同演替階段土壤反硝化活性與土壤硝態(tài)氮含量無此相關(guān)性。

        綜上所述,植被對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的影響多樣且內(nèi)在機(jī)制復(fù)雜。喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)有顯著影響,這與植被恢復(fù)過程中土壤SOC累積、微生物活性增加強(qiáng)烈相關(guān)。在植被恢復(fù)后期,土壤硝化與反硝化潛勢(shì)顯著提高,說明土壤氮素經(jīng)硝化與反硝化作用流失的風(fēng)險(xiǎn)也大大增強(qiáng)。我們前期的研究發(fā)現(xiàn)木論自然保護(hù)區(qū)周邊溪水與巖溶水中的NO3-濃度較高,達(dá)413~2 187 μgN/L,也充分支持淋失風(fēng)險(xiǎn)加大這一觀點(diǎn)[33]。因此,未來有必要重點(diǎn)關(guān)注喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)后期土壤氮素流失風(fēng)險(xiǎn)及其可能帶來的生態(tài)環(huán)境效應(yīng),以鞏固喀斯特石漠化治理成果,維護(hù)區(qū)域生態(tài)安全。

        4 結(jié)論

        研究表明,喀斯特峰叢洼地植被恢復(fù)對(duì)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)有顯著影響,總體來說,植被恢復(fù)后期(森林)土壤硝化與反硝化潛勢(shì)要顯著高于早初期(草—灌叢)。土壤SOC、硝態(tài)氮含量和微生物生物量氮是影響土壤硝化與反硝化潛勢(shì)的關(guān)鍵共性因子。

        隨著喀斯特峰叢洼地植被逐漸恢復(fù),土壤硝化與反硝化潛勢(shì)逐漸增加,土壤氮素通過硝化與反硝化作用流失的風(fēng)險(xiǎn)也顯著增加。因此有必要進(jìn)一步加強(qiáng)對(duì)喀斯特植被恢復(fù)后生態(tài)系統(tǒng)氮素去向及其環(huán)境效應(yīng)方面的研究,為鞏固喀斯特石漠化治理成果、保障喀斯特區(qū)域生態(tài)安全提供科學(xué)依據(jù)。

        參考文獻(xiàn):

        [1] LeBauer D S, Treseder K K. Nitrogen limitation of net primary productivity in terrestrial ecosystems is globally distributed[J].Ecology, 2008, 89: 371-379.

        [2] Christ M J, Peterjohn W T, Cumming J R, et al. Nitrification potentials and landscape, soil and vegetation characteristics in two Central Appalachian watersheds differing in NO3-export[J]. Forest Ecology and Management, 2002, 159(3): 145-158.

        [3] Seitzinger S, Harrison J A, B?hlke J K, et al. Denitrification across landscapes and waterscapes: A synthesis[J]. Ecological Applications, 2006, 16(6): 2064-2090.

        [4] Qian C, Cai Z. Leaching of nitrogen from subtropical soils as affected by nitrification potential and base cations[J]. Plant and Soil, 2007, 300(1/2): 197-205.

        [5] Lupon A, Sabater F, Mi?arro A, et al. Contribution of pulses of soil nitrogen mineralization and nitrification to soil nitrogen availability in three mediterranean forests[J]. European Journal of Soil Science, 2016, 67(3): 303-313.

        [6] Sahrawat K L. Factors Affecting nitrification in soils[J].Communications in Soil Science & Plant Analysis, 2008, 39(9/10):1436-1446.

        [7] Urakawa R, Ohte N, Shibata H, et al. Factors contributing to soil nitrogen mineralization and nitrif i cation rates of forest soils in the Japanese archipelago[J]. Forest Ecology and Management, 2016,361: 382-396.

        [8] Ye C, Cheng X, Zhang K, et al. Hydrologic pulsing affects denitrif i cation rates and denitrif i er communities in a revegetated riparian ecotone[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 115:137-147.

        [9] Brierley E D R, Wood M, Shaw P J A. Inf l uence of tree species and ground vegetation on nitrification in an acid forest soil[J].Plant and Soil, 2001, 229(1): 97-104.

        [10] Chowdhury S, Thangarajan R, Bolan N, et al. Nitrification potential in the rhizosphere of Australian native vegetation[J]. Soil Research, 2017, 55(1): 58-69.

        [11] 郭志英, 賈仲君. 中國(guó)典型生態(tài)系統(tǒng)土壤硝化強(qiáng)度的整合分析[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(6): 1317-1324.Guo Z Y, Jia Z J. Meta-analysis of soil nitrification activity in ecosystems typical of China[J]. Acta Pedologia Sinica, 2014,51(6): 1317-1324.

        [12] 蘇波, 韓興國(guó), 渠春梅, 等. 東靈山油松純林和油松-遼東櫟針闊混交林土壤氮素礦化/硝化作用研究[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào),2001, 25(2): 195-203.Su B, Han X G, Qu C M, et al. Net nitrogen mineralization and nitrif i cation in one pure pine forest and one pine-oak mixed forest in Dongling mountainous region[J]. Acta Phytoecologica Sinica,2001, 25(2): 195-203.

        [13] Zhang K, Cheng X, Dang H, et al. Soil nitrogen and denitrif i cation potential as affected by land use and stand age following agricultural abandonment in a headwater catchment[J]. Soil Use and Management, 2012, 28(3): 361-369.

        [14] Sgouridis F, Ullah S. Denitrification potential of organic, forest and grassland soils in the Ribble-Wyre and Conwy River catchments, UK[J]. Environmental Science Processes & Impacts,2014, 16(7): 1551-1562.

        [15] Le R X, Bardy M, Loiseau P, et al. Stimulation of soil nitrif i cation and denitrif i cation by grazing in grasslands: Do changes in plant species composition matter?[J]. Oecologia, 2003, 137(3): 417-425.

        [16] 王世杰. 喀斯特石漠化-中國(guó)西南最嚴(yán)重的生態(tài)地質(zhì)環(huán)境問題[J]. 礦物巖石地球化學(xué)通報(bào), 2003, 22(2): 120-126.Wang S J. The most serious eco-geologically environmental problem in southwestern China—Karst rocky desertification[J].Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2003, 22(2):120-126.

        [17] 劉淑娟, 張偉, 王克林, 等. 桂西北喀斯特峰叢洼地土壤物理性質(zhì)的時(shí)空分異及成因[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(9): 2249-225.Liu S J, Zhang W, Wang K L, et al. Spatiotemporal heterogeneity and its formation causes of soil physical properties in karst peakcluster depression area of northwest Guangxi, China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(9): 2249-225.

        [18] 劉淑娟, 張偉, 王克林, 等. 桂西北喀斯特峰叢洼地表層土壤養(yǎng)分時(shí)空分異特征[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(11): 3036-3043.Liu S J, Zhang W, Wang K L, et al. Spatiotemporal heterogeneity of topsoil nutrients in karst peak-cluster depression area of northwest Guangxi, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2011, 31(11):3036-3043.

        [19] 宋敏, 鄒冬生, 杜虎, 等. 不同土地利用方式下喀斯特峰叢洼地土壤微生物群落特征[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 24(9): 2471-2478.Song M, Zou D S, Du H, et al. Characteristics of soil microbial populations in depressions between karst hills under different land use patterns[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2013, 24(9):2471-2478.

        [20] 葉瑩瑩, 劉淑娟, 張偉, 等. 喀斯特峰叢洼地植被演替對(duì)土壤微生物生物量碳、氮及酶活性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015,35(21): 6974-6982.Ye Y Y, Liu S J, Zhang W, et al. Dynamics of soil microbial biomass and soil enzyme activity along a vegetation restoration gradient in a karst peak-cluster depression area[J]. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(21): 6974-6982.

        [21] Yao H, Gao Y, Nicol G W, et al. Links between ammonia oxidizer community structure,abundance, and nitrification potential in acidic soils[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2011,77(13): 4618-4625.

        [22] Carney K M, Matson P A, Bohannan B J M. Diversity and composition of tropical soil nitrifiers across a plant diversity gradient and among land-use types[J]. Ecology Letters, 2010,7(8): 684-694.

        [23] 楊莉琳, 毛任釗, 劉俊杰, 等. 土地利用變化對(duì)土壤硝化及氨氧化細(xì)菌區(qū)系的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011, 32(11): 3455-3460.Yang L L, Mao R Z, Liu J J, et al. Impact of land-use type changes on soil nitrif i cation and ammonia-oxidizing bacterial community composition[J]. Environmental Science, 2011, 32(11): 3455-3460.

        [24] Subbarao G V, Nakahara K, Hurtado M P, et al. Evidence for biological nitrification inhibition in Brachiaria pastures[J].Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2009, 106(41): 17302-17307.

        [25] 呂海霞, 周鑫斌, 張金波, 等. 長(zhǎng)白山4種森林土壤反硝化潛力及產(chǎn)物組成[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2011, 48(1): 39-46.Lü H X, Zhou X B, Zhang J B, et al. Potential and gas products of denitrification in forest soils in Changbai Mountain[J]. Acta Pedologia Sinica, 2011, 48(1): 39-46.

        [26] 孫盼盼. 中國(guó)東北樣帶森林和草地土壤反硝化勢(shì)及產(chǎn)物組成[D]. 泰安: 山東農(nóng)業(yè)大學(xué), 2012.Sun P P. Denitrification and its major gas products in the forest soil and grassland soil along the north-east China transect[D].Tai’an: Shandong Agricultural University, 2012.

        [27] 郭雷, 馬克明, 張易. 建三江地區(qū)不同土地利用類型的反硝化潛力[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(5): 941-945.Guo L, Ma K M, Zhang Y. Denitrification potential of different land-use types in Jiansanjiang District[J]. Journal of Agroenvironment Science, 2009, 28(5): 941-945.

        [28] 丁洪, 蔡貴信, 王躍思, 等. 華北平原幾種主要類型土壤的硝化及反硝化活性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2001, 20(6): 390-393.Ding H, Cai G X, Wang Y S, et al. Nitrif i cation and denitrif i caiton potential in different types of soils in the north China plain[J].Journal of Agro-environmental Science, 2001, 20(6): 390-393.

        [29] 鮑俊丹, 石美, 張妹婷, 等. 中國(guó)典型土壤硝化作用與土壤性質(zhì)的關(guān)系[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2011, 44(7): 1390-1398.Bao J D, Shi M, Zhang M T, et al. Nitrification of main soils in China and its relationship with soil properties[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2011, 44(7): 1390-1398.

        [30] 彭艷, 李心清, 程建中, 等. 貴陽次生林不同演替階段土壤微生物生物量與反硝化酶活性的研究[J]. 地球化學(xué), 2009, 38(6):600-606.Peng Y, Li X Q, Cheng J Z, et al. Variation in soil microbial biomass and denitrification enzyme activity among different succession stages under secondary forests in Guiyang, China[J].Geochimica, 2009, 38(6): 600-606.

        [31] 邢肖毅, 黃懿梅, 安韶山, 等. 黃土丘陵區(qū)不同植被土壤氮素轉(zhuǎn)化微生物生理群特征及差異[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(18):5608-5614.Xing X Y, Huang Y M, An S S, et al. Characteristics of physiological groups of soil nitrogen-transforming microbes in different vegetation types in the Loess Gully region, China[J].Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(18): 5608-5614.

        [32] Wang R, Feng Q, Liao T, et al. Effects of nitrate concentration on the denitrif i cation potential of a calcic cambisol and its fractions of N2, N2O and NO[J]. Plant and Soil, 2013, 363(1/2): 175-189.

        [33] Wen L, Li D, Yang L, et al. Rapid recuperation of soil nitrogen following agricultural abandonment in a karst area, southwest China[J]. Biogeochemistry, 2016, 129(3): 1-14.

        日韩精品一区二区免费| 色爱无码A V 综合区| 中文字幕亚洲精品人妻 | 久久这里都是精品99| 无码av不卡一区二区三区| 国产剧情麻豆女教师在线观看 | 一本一道久久综合久久| 91麻豆精品激情在线观看最新| 精品国产成人一区二区不卡在线| 青青草小视频在线观看| 亚洲精品久久区二区三区蜜桃臀 | 人人看人人做人人爱精品| 午夜天堂精品一区二区| 蜜桃av人妻精品一区二区三区| 精品久久久久久成人av| 激情婷婷六月| 用力草我小逼视频在线播放| 亚洲综合网国产精品一区| 日韩人妻无码精品-专区| 亚洲欧洲日产国产AV无码| 色婷婷一区二区三区77| 精品国产av一区二区三区四区| 国产真人性做爰久久网站| 国产精品青草久久久久婷婷| 国产成av人在线观看| 一区二区三区内射美女毛片 | 一色桃子中文字幕人妻熟女作品| 精品人人妻人人澡人人爽牛牛| 亚洲AV永久无码精品一区二国| 中文字幕一区二区黄色| 国内女人喷潮完整视频| 香蕉视频一级| 亚洲不卡毛片在线观看| 狠狠色欧美亚洲狠狠色www| 久无码久无码av无码| 成年视频网站在线观看777| 青青草视频网站在线观看| 少妇高潮喷水久久久影院| 亚洲熟妇乱子伦在线| 男女啪啪动态视频在线观看| 国产老熟女网站|