秦燕，何峰，仝宗永，謝開云，王棟，Gammal，權國玲，宋謙，王虎，張威震，李向林*

(1.中國農業(yè)科學院北京畜牧獸醫(yī)研究所，北京 100193；2.齊齊哈爾大學，黑龍江 齊齊哈爾 161006；3.甘肅農業(yè)大學，甘肅 蘭州 730070；4.河北大學，河北 保定 071002)

?

施肥對羊草草原土壤氮素轉化的影響

秦燕1,2，何峰1，仝宗永1，謝開云1，王棟1，Gammal1，權國玲1，宋謙3，王虎1，張威震4，李向林1*

(1.中國農業(yè)科學院北京畜牧獸醫(yī)研究所，北京 100193；2.齊齊哈爾大學，黑龍江 齊齊哈爾 161006；3.甘肅農業(yè)大學，甘肅 蘭州 730070；4.河北大學，河北 保定 071002)

施肥是常用的草地管理方式之一，對維持草地生產力和草地生態(tài)系統(tǒng)健康至關重要。本文以河北沽源羊草草原為對象，設置了5種施肥處理，研究了施肥對半干旱羊草草原土壤氮素形態(tài)及轉化特征的影響。結果表明：在牧草整個生長季，氮磷配施處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量低于相應的單施氮肥處理。氮肥施入改變了草地土壤氮礦化模式。在5-8月氮素添加各處理的土壤硝化作用強烈，明顯高于其他處理，氮素添加處理土壤凈氮礦化量在5-7月較大，其礦化量占整個生長季的57.58%～68.97%。土壤銨態(tài)氮含量與土壤硝態(tài)氮含量、凈硝化量、凈礦化量、土壤溫度和土壤水分均存在顯著正相關關系(P<0.05)，土壤硝態(tài)氮含量與土壤溫度有極顯著正相關關系(r=0.491，P<0.01)。高氮添加處理增加了硝態(tài)氮淋溶損失和污染環(huán)境的風險。

凈氮礦化量；凈氮硝化量；施肥；羊草草原

氮素是各種植物生長發(fā)育所需的大量營養(yǎng)元素之一[1]，是牧草從土壤吸收最多的礦質元素，也是草原生態(tài)系統(tǒng)在內的各種生態(tài)系統(tǒng)(森林、農田，荒漠、苔原等)生產力高低的主要限制因子[2]。有機氮是土壤氮存在的主要形式，在土壤微生物參與下通過礦化作用轉化為植物可吸收的無機氮[3]。土壤氮素礦化與硝化、反硝化和氨化作用共同構成了草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮素循環(huán)的主要過程和途徑[4]。其中氮礦化和硝化作用是影響銨態(tài)氮和硝態(tài)氮濃度及其被植物吸收和利用的主要過程[5]。因此，土壤氮素礦化是反映土壤供氮能力的重要因素之一，凈氮礦化速率對生態(tài)系統(tǒng)中植物氮的可利用性有著指示作用，直接影響著生態(tài)系統(tǒng)生產力，已成為目前國內外土壤生態(tài)學研究的熱點之一[6-8]。

施肥是維持草原生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分平衡的重要管理措施。合理施肥可提高牧草產量和品質[9-10]，改變土壤pH值等，影響土壤微生物活性和N轉化過程[11-12]，施肥增加土壤凈氮礦化速率和總礦化速率[13]，但長期施肥則有降低土壤的氮礦化速率的可能[14]。不同類型草地的土壤氮礦化和硝化對氮素增加的反應各異。沙化草地和高寒草甸土壤凈氮礦化速率與硝化速率與氮素添加量顯著正相關[15-16]，但在內蒙古典型草原低氮處理顯著增加了土壤凈氮礦化，而高氮處理則會導致土壤凈氮礦化速率降低[17]。因此，施肥對土壤氮素轉化的影響不盡相同，與施肥數(shù)量、方式、草地植被類型及其位點因素有密切關系[18-19]。

羊草(Leymuschinensis)草原是我國主要草地類型之一，由于長期割草和放牧利用，系統(tǒng)養(yǎng)分大量輸出，導致草原普遍存在嚴重的退化現(xiàn)象[20]，恢復和提高草原生產力成為該地區(qū)草原畜牧業(yè)發(fā)展中亟須解決的問題。本試驗探討了施肥對半干旱草原土壤氮素形態(tài)及轉化特征的影響，旨在揭示牧草生長過程中土壤礦質氮、硝化、礦化動態(tài)特征及其影響因素，為該地區(qū)草場管理和氮循環(huán)評價提供理論依據。

1　材料與方法

1.1研究區(qū)概況

研究地點位于河北省張家口市塞北管理區(qū)(地理坐標為41°45′57″ N, 115°39′48″ E, 海拔1400 m)，瀕臨錫林郭勒草原南緣，是中國農牧交錯帶半干旱區(qū)典型羊草草原。大陸性季風氣候，年均溫4.2 ℃，≥0 ℃年積溫2629.5 ℃，無霜期141 d，年均降雨量403 mm(主要集中在7-9月)，年蒸發(fā)量1785 mm，年均風速2.6 m/s。研究區(qū)的降雨和氣溫見圖1。

圖1　研究區(qū)逐月降水量和氣溫Fig.1　Monthly rainfall and air temperature of the study site

試驗樣地位于沽源牧場天然草原，每年8月初割草一次。植被類型為草甸草原，草地已退化，禾本科植物種類減少，植被群落發(fā)生改變,羊草，克氏針茅(Stipakrylovii)為主要建群種，并伴有冷蒿(Artemisiafrigida)，南牡蒿(Artemisiaeriopoda)，阿爾泰狗娃花(Heteropappusaltaicus)，糙隱子草(Cleistogenessquarrosa)，柴胡(Bupleurumchinense)，扁蓿豆(Medicagoruthenica)等雜類草。土壤以栗鈣土、草甸土為主，土壤部分理化性質見表1。

1.2試驗設計

試驗設置施肥和切根等7個處理，施肥量和肥料種類如表2所示。試驗為隨機區(qū)組設計，每處理4次重復，共計28個樣地，每樣地面積為4 m×5 m，樣地間設置3 m緩沖帶。肥料分兩次于2014年5月(牧草返青期)和7月(牧草生長旺盛期)施入，每次將尿素溶于1 L水中噴灑，為實驗保持一致性，無肥料添加處理中僅噴灑1 L水，磷肥撒施。

表1　試驗地土壤養(yǎng)分

表2　試驗處理

1.3研究方法

采用離子交換樹脂吸附袋法[21]進行原位培養(yǎng)，研究施肥和切根對牧草生長季土壤氮礦化的影響。首先，用剪刀齊地剪去地上植被，快速用力將一只PVC管(長12 cm,內徑7.5 cm)砸入土壤至上端與地面齊平，然后將PVC管取出，用土鉆刀剝離底部2 cm土壤，依次將濾紙(直徑7 cm)、吸附袋(陰離子交換樹脂10 g，氯型，強堿性，天津市福晨化學試劑廠717#樹脂)、濾紙(直徑7 cm)、具孔石膏墊(直徑7.5 cm,厚度0.5 cm), 最后將安裝好的PVC管放回原處培養(yǎng)。濾紙避免了樹脂和土壤的直接接觸，石膏墊用以阻止吸附袋對PVC管下方土壤中NO3--N的吸附，石膏墊上的小孔保證PVC管中土壤水分與周圍土壤交換并保持一致。在安裝好的PVC管周圍取3鉆土，混勻過2 mm篩，裝入自封保鮮袋，用具生物冰袋的保溫箱帶回實驗室，礦質氮(銨態(tài)氮NH4+-N，硝態(tài)氮NO3--N)測量結果作為土壤氮轉化培養(yǎng)的初始值。30 d后取出PVC管，測定氮素礦化結果，同時安裝新的PVC管并取其周圍土壤作為培養(yǎng)初始值，以此重復進行直至牧草枯黃期，即從2014年5月8日開始，10月5日結束。土壤溫度、濕度記錄儀(BL121W)埋入土壤動態(tài)監(jiān)測土壤水熱狀況。

雙波長紫外分光光度法測定土壤硝態(tài)氮含量[22]，靛藍比色法測定土壤銨態(tài)氮含量；環(huán)刀法測定土壤容重，電位法測定土壤pH值；重鉻酸鉀氧化滴定法測定土壤有機碳，全自動凱氏定氮儀(UDK 159, VELP Scientifica, Italy)測定土壤全氮，流動注射分析儀(FLA star 5000 Analyzer, Foss, Denmark)測定土壤全磷。

1.4數(shù)據處理

每30 d培養(yǎng)前后土壤NO3--N含量之差即為土壤氮素的月凈硝化量；每30 d培養(yǎng)前后土壤NH4+-N、NO3--N含量之差即月凈礦化量。使用SPSS 21.0軟件進行數(shù)據統(tǒng)計分析，單因素方差分析模塊(One-way ANOVA)進行不同處理各指標間的差異顯著性分析，相關分析使用Pearson’s相關分析法。

2　結果與分析

2.1不同管理措施作用下牧草生長季土壤礦質氮動態(tài)

2.1.1牧草生長季土壤銨態(tài)氮動態(tài)與5月牧草返青期相比，無氮添加處理土壤銨態(tài)氮含量在牧草枯黃期(10月)均表現(xiàn)出不同程度的降低，CK 和P處理分別降低了62.41%(P<0.05)和23.92%(P>0.05)。在5和7月進行氮素添加處理，LN、HN、LNP、HNP處理土壤銨態(tài)氮含量均相應增大，但均表現(xiàn)為氮磷配施小于相應的單施氮肥處理。氮肥施入后土壤銨態(tài)氮含量增加，HN樣地5和7月土壤銨態(tài)氮含量顯著高于LN樣地(P<0.05)，而在其他月份無顯著差異。從整個生長季看，施氮肥后草地土壤銨態(tài)氮含量均增加，LN、LNP、HN和HNP樣地土壤銨態(tài)氮含量分別為對照樣地(CK)的2.2，1.3，2.8和1.8倍；施磷肥使土壤銨態(tài)氮含量降低，HNP樣地土壤銨態(tài)氮含量為HN樣地的62.3%，LNP樣地土壤銨態(tài)氮含量為LN樣地的57.8%。樣地LNP、HNP、CK和P的土壤銨態(tài)氮含量在牧草生長季呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢，表現(xiàn)為HN(13.46 mg/kg)>HNP(11.96 mg/kg)>LN(9.31 mg/kg)>LNP(7.13 mg/kg)>CK(6.66 mg/kg)>P(6.17 mg/kg)，其中HN與HNP無顯著差異，但均顯著高于LNP、CK和P(P<0.05)。在牧草生長旺季期(7月)土壤銨態(tài)氮含量出現(xiàn)高峰(表3)。各處理7月土壤銨態(tài)氮含量可達10月的5.0～17.5倍。

表3　施肥對草地生長季土壤銨態(tài)氮含量的影響

小寫和大寫字母分別表示同一行和列各數(shù)值在P<0.05水平差異顯著；數(shù)據為平均值±標準誤；下同。

Values (mean±SE) followed by the different uppercase letters within same columns or lowercase within same row are significantly different (P<0.05). The same below.

2.1.2牧草生長季土壤硝態(tài)氮動態(tài)與5月牧草返青期相比，各處理土壤硝態(tài)氮含量在牧草枯黃期10月均有不同程度提高(表4)，其中P處理提高程度最多為352.1%(P<0.05)，LNP、LN最低為56.72%和34.40%(P>0.05)。除P處理(10月份達到最大值，為4.11 mg/kg外，其他各處理土壤硝態(tài)氮都在7月達到最大值，表現(xiàn)為HN (14.54 mg/kg)>HNP(10.86 mg/kg)>LN(9.37 mg/kg)>LNP(5.80 mg/kg)>CK(5.59 mg/kg)>P(3.38 mg/kg)，除單施磷肥P外，其他處理土壤硝態(tài)氮含量都比CK高，HN是CK的2.6倍(P<0.05)，P處理比CK處理低了39.55%(P<0.05)，LN和LNP之間差異不顯著(P>0.05)，但與HN、HNP和LN差異顯著。高氮施入極大提高了土壤中硝態(tài)氮含量，除5和6月，高氮施入樣地(HN)土壤硝態(tài)氮含量均高于低氮(LN)和無氮(CK，P)添加樣地，其中7和8月差異尤其顯著。磷肥施入導致土壤硝態(tài)氮含量降低，表現(xiàn)為樣地LNP、HNP和P土壤硝態(tài)氮含量均低于相應的單施氮肥樣地，分別為樣地LN、HN、和CK土壤硝態(tài)氮含量的74.2%、77.0%和89.1%。在牧草枯黃期，各處理土壤硝態(tài)氮含量范圍在2.69～7.19 mg/kg之間，樣地HN土壤硝態(tài)氮含量最高，為對照樣地的2.60倍(P<0.05)，但與樣地HNP和 LN差異不顯著(P>0.05)。

表4　施肥對草地生長季土壤硝態(tài)氮含量的影響

2.2不同管理措施作用下牧草生長季土壤氮素轉化動態(tài)

2.2.1牧草生長季土壤月硝化量動態(tài)氮肥施入使草地土壤硝化作用增強，且在施肥后的90 d內(5-8月)硝化作用最為強烈(圖2)。施肥后90 d內，HN處理累計硝化量達到81.84 mg/kg，為對照樣地(29.65 mg/kg)的2.76倍(P<0.05)。施肥90 d后(8-10月)硝化作用減弱且趨于平穩(wěn)定。施用磷肥后土壤凈氮硝化量降低。與CK、LN和HN相比，施用磷肥樣地P、LNP和HNP試驗期內土壤凈氮硝化量分別降低了7.44，16.07和24.38 mg/kg，分別占各處理凈氮硝化量的15.7%、20.4%和25.2%。試驗期內各處理凈氮累計硝化量大小順序為HN>LN>HNP>LNP>CK>P，HN與其他處理間差異均顯著(P<0.05)；HNP與LN和LNP差異不顯著，但均與CK和P差異顯著(P<0.05)。

2.2.2牧草生長季土壤月礦化量動態(tài)氮素添加處理土壤凈氮礦化量在施肥后90 d內最大(5-7月)(圖3)，變化范圍為17.22～43.13 mg/kg，其礦化量占整個生長季的57.58%～68.97%，無氮素添加處理土壤凈氮礦化量礦化速率都表現(xiàn)為施肥初期(5月份)最低，施肥后第2個月(30～60 d)凈氮礦化量礦化速率達到峰值。試驗期內累計礦化量順序為HN>HNP>LN>LNP>CK>P，HN與HNP無顯著差異(P>0.05)，但均顯著高于LN、LNP、CK和P(P<0.05)。

圖2　施肥后牧草生長季土壤凈氮硝化量變化動態(tài)Fig.2　Dynamic of soil net nitrogen nitrification in the forage growing season after fertilization

圖3　施肥后牧草生長季土壤凈氮礦化量變化動態(tài)Fig.3　Dynamic of soil net nitrogen mineralization in the forage growing season after fertilization

不同小寫字母表示處理間在P<0.05水平差異顯著；誤差線為標準誤；下同。Bars (means±SE) with different lowercase letters denote significant differences (P<0.05) among treatments. The same below.

2.3影響氮素轉化因素分析

草地土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、硝化量和礦化量受到溫度和水分的影響(表5)，土壤銨態(tài)氮含量與土壤硝態(tài)氮含量、凈硝化量、凈礦化量、土壤溫度和土壤水分均存在顯著正相關關系(P<0.05)，其中土壤凈氮硝化量與土壤銨態(tài)氮含量相關系數(shù)最高(r=0.523)。土壤硝態(tài)氮含量受土壤溫度影響較大，兩者存在極顯著正相關關系(r=0.491，P<0.01)。土壤凈氮礦化量與土壤凈氮硝化量存在極顯著正相關關系(r=0.818，P<0.01)。通過對土壤凈氮硝化量(NetN)與土壤銨態(tài)氮含量(AN)、土壤凈氮礦化量(NetM)、土壤溫度(ST)和土壤水分(SM)進行多元逐步回歸分析，發(fā)現(xiàn)土壤凈氮硝化量與土壤銨態(tài)氮含量及凈氮礦化量間關系可用如下回歸方程表示：NetN=AN×0.659+NetM×0.567+2.584 (R2=0.955，P<0.001)。

3　討論

土壤中氮素轉化及有效氮含量是植物吸收、微生物活性、含氮物質揮發(fā)和氮淋溶等綜合作用的結果，而溫度和水分是這些過程的主要環(huán)境因子[23]。本研究中，內蒙古羊草草原整個生長季無氮肥施入,土壤礦質氮含量、氮素轉化變化趨勢一致，表現(xiàn)為先升高后降低，且最大值都出現(xiàn)在7月份，與土壤溫度和水分變化趨于一致。這可能與土壤氮素轉化受土壤溫度和含水量變化直接影響有關[24]，且溫度和濕度對土壤氮礦化作用存在顯著互作[25]。劉杏認等[26]在錫林河流域的貝加爾針茅(Stipabaicalensis)草原和羊草草原的研究也表明土壤凈硝化量最大值出現(xiàn)在雨水充沛的7、8月份。7月份是本研究區(qū)羊草草原草地植被生長旺盛期，溫度高且降水集中，土壤氮素礦化、硝化等過程活躍，土壤各種形態(tài)的氮通過植物吸收、揮發(fā)、淋溶等過程損失[27-28]，也是導致牧草生長后期表層土壤礦質氮含量下降的原因之一。

表5　影響氮素轉化因素間相關性分析

*和**分別表示相關性在P<0.05和P<0.01水平顯著。* Correlation is significant at theP<0.05 level. ** Correlation is significant at theP<0.01 level.AN: 銨態(tài)氮Ammonium nitrogen; NN: 硝態(tài)氮Nitrate nitrogen; NetN: 凈硝化量Net nitrogen nitrification; NetM: 凈礦化量Net nitrogen mineralization; ST: 土壤溫度Soil temperature; SM:水分Soil moisture.

氮肥施入初期土壤礦質氮(銨態(tài)氮和硝態(tài)氮)含量較高，尤其是銨態(tài)氮含量明顯增加，在雨季過量的氮肥施入可能會導致氮損失風險增加。尿素施入土壤后，少量以分子態(tài)溶于土壤溶液中被土壤吸附，大部分在脲酶的催化作用下水解成碳酸銨。劉學軍等[29]研究發(fā)現(xiàn)將尿素作為基肥施入土壤，土壤中銨態(tài)氮4 d后達到高峰，隨后的10 d內迅速下降至對照水平，并不受施氮水平影響保持在較低水平。另外打草場經過6～7個月的休閑期，在牧草返青期(5月)土壤中礦質氮有一定的積累，隨著試驗地溫度的升高，土壤氮素礦化作用強烈，貢獻于土壤中硝態(tài)氮的積累。隨著牧草的返青，植物大量吸收利用土壤礦質氮，加上部分因銨態(tài)氮揮發(fā)、硝態(tài)氮淋溶的損失，6月份土壤中的礦質氮表現(xiàn)為降低損耗?？蔹S期，氮磷配施處理(HNP、LNP)土壤銨態(tài)氮含量明顯高于單施氮、磷肥處理(HN、LN、P)，這可能是因為過磷酸鈣肥料含有少量游離的磷酸，其與尿素混合有固氮的效果，從而減少了氮的損失。在輕度堿化水稻土進行試驗表明過磷酸鈣尿素混施使銨態(tài)氮揮發(fā)損失率降低了27.62%～33.46%，過磷酸鈣與尿素混施可以降低銨態(tài)氮揮發(fā)提高氮素利用率[30]；土壤硝態(tài)氮含量表現(xiàn)為高氮添加處理(HN、HNP)大于低氮和單施磷肥(LN、LNP、P)處理，可能是因為大量尿素施用為硝化作用提供了豐富的底物，從而促進硝化作用加大了硝酸根淋溶的可能性，增加了環(huán)境風險。

施肥在補充植物養(yǎng)分需要的同時也影響到土壤的元素平衡，氮和磷肥的施入也可能改變土壤氮和磷元素的轉化過程，并最終影響到這些元素的循環(huán)模式。本研究中氮肥施入增強土壤硝化和礦化作用，但施用磷肥后草地土壤凈氮硝化量下降。呂殿青等[31]采用C14和N15標記外源碳氮的方法證實了外源碳氮能促進土壤氮的礦化，不同碳氮源加入草甸土培養(yǎng)后土壤礦化氮增量為3.0～12.0 mg，且這種正激發(fā)效應表現(xiàn)為低肥力土壤高于高肥力土壤。本試驗結果也表明氮添加初期改變了草地土壤氮轉化模式，在5-8月氮素添加各處理的土壤硝化作用強烈，明顯高于其他處理(CK，P)，這是因為氮素的添加為硝化作用提供了豐富的基質。氮素添加處理土壤凈氮礦化量在5-7月較大，變化范圍為17.22～43.13 mg/kg，其礦化量占整個生長季的57.58%～68.97%，表明施肥處理土壤的供氮能力集中體現(xiàn)在這兩個月。但關于氮素添加土壤轉化的影響的研究結果也不盡相同，如張璐等[17]對已進行3年施氮肥處理的內蒙古典型草原土壤礦化能力的研究結果表明，高氮添加導致pH降低，可溶有機質隨之減少，使得微生物生命活動能量物質減少從而抑制土壤氮礦化。Zhang等[32]采用PVC管原位培養(yǎng)的方法調查了玉米(Zeamays)整個生長期土壤氮素轉化對施氮肥量的響應，兩年的研究結果表明土壤凈氮礦化量、硝化量均隨施氮量增加而增加。這與我們的研究結果一致，因為尿素的添加為土壤氮素轉化相關微生物提供了豐富的養(yǎng)分和基質,直接影響土壤氮素轉化，而因此根生物量也隨之增加,間接促進了氮素的轉化。國內外學者的研究結果表明土壤硝化作用和氮素礦化主要受土壤溫度、濕度、pH、有機質含量、管理方式等因素的影響[25, 33-34]，余濼等[35]采用室內恒溫通氣培養(yǎng)法研究不同耕作方式下土壤氮素轉化情況，結果表明，不同耕作方式土壤氮素礦化和硝化作用都隨著溫度的升高而增強。用蓋頂PVC管原位培養(yǎng)法對錫林河流域草甸草原的研究表明溫度升高促進土壤凈氨化、硝化和礦化速率[33]。本試驗中土壤銨態(tài)氮與土壤硝態(tài)氮、硝化量、礦化量、溫度以及水分均呈顯著正相關關系，表明影響土壤氮素轉化因素的復雜性，對其作用機理有待進一步研究。

[1]Clark C M, Tilman D. Loss of plant species after chronic low-level nitrogen deposition to prairie grass-lands. Nature, 2008, 451: 712-715.

[2]Smith S, Johnson D, Quin S. Combination of herbivore removal and nitrogen deposition increases upland carbon storage. Global Change Biology, 2015, 21(8): 3036-3048.

[3]Jalali M, Mahdavi S, Ranjbar F. Nitrogen, phosphorus and sulfur mineralization as affected by soil depth in rangeland ecosystems. Environmental Earth Sciences, 2014, 72(6): 1775-1788.

[4]Zou Y L, Niu D C, Yang Y. The effects of nitrogen addition on soil nitrogen mineralization in the semi-arid typical grassland. Acta Agrestia Sinica, 2014, 22(3):461-468.

[5]Vahdat E, Nourbakhsh F, Nourbakhsh F. Lignin content of range plant residues controls N mineralization in soil. European Journal of Soil Biology, 2011, 47(4): 243-246.

[6]Liu T, Nan Z, Hou F. Grazing intensity effects on soil nitrogen mineralization in semi-arid grassland on the Loess Plateau of northern China. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2011, 91(1): 67-75.

[8]Cheng Y, Wang J, Mary B. Soil pH has contrasting effects on gross and net nitrogen mineralization in adjacent forest and grassland soils in central Alberta, Canada. Soil Biology and Biochemistry, 2013, 57: 848-857.

[9]Roem W J, Berendse F. Soil acidity and nutrient supply as possible factors determining changes in plant species diversity in grassland and heathland communities. Biological Conservation, 2000, 92: 151-161.

[10]Gusewell S. N∶P ratios in terrestrial plants: variation and functional significance. New Photology, 2004, 164: 243-266.

[11]Vourlitis G L, Zorba G, Pasquini S C,etal. Chronic nitrogen deposition enhances nitrogen mineralization potential of semiarid shrubland soils. Soil Science Society of America Journal, 2007, 71: 836-842.

[12]Zeglin L H, Stursova M, Sinsabaugh T L,etal. Microbial responses to nitrogen addition in three contrasting grassland ecosystems. Oecologia, 2007, 154(2): 349-359.

[13]Sirulnik A, Allen E, Meixner T. Changes in N cycling and microbial N with elevated N in exotic annual grasslands of southern California. Applied Soil Ecology, 2007, 36(1): 1-9.

[14]Aber J D, Magill A H. Chronic nitrogen additions at the Harvard Forest (USA): the first 15 years of a nitrogen saturation experiment. Forest Ecology and Management, 2004, 196(1): 1-5.

[15]Wang Z Y, Zeng D H, Ai G Y,etal. Effects of nitrogen addition on soil nitrogen availability in sandy grassland. Chinese Journal of Ecology, 2007, 26(11): 1894-1897.

[16]Bai J B, Xu X L, Fu G,etal. Effects of temperature and nitrogen input on nitrogen mineralization in alpine soils on the Tibetan Plateau. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2011, 39(24): 14698-14700.

[17]Zhang L, Huang J H, Bai Y F,etal. Effects of nitrogen addition on net nitrogen mineralization inLeymuschinensisgrassland, Inner Mongolia, China. Chinese Journal of Plant Ecology, 2009, 33(3): 563-569.

[18]Fox T R. Nitrogen mineralization following fertilization of douglas-fir forests with Urea in Western Washington. Soil Science Society of America Journal, 2004, 68: 1720-1728.

[19]Holub P, Zahora J. Effects of nitrogen addition on nitrogen mineralization and nutrient contect of expandingCalamagrostisepigejosin the Podyji National Park, Czech Republic. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2008, 171: 795-803.

[20]Li W, Ali S, Zhang Q. Property rights and grassland degradation: A study of the Xilingol Pasture, Inner Mongolia, China. Journal of Environmental Management, 2007, 85(2): 461-470.

[21]Zou X M, Valentine D W, Sanford R L,etal. Resin-core and buried-bag estimates of nitrogen transformations in Costa Rican lowland rainforests. Plant and Soil, 1992, 139: 275-283.

[22]Norman R J, Edberg J C, Stucki J W. Determination of nitrate in soil extracts by dual-wavelength ultraviolet spectrophotometry. Soil Science Society of America Journal, 1985, 49: 1182-1185.

[23]Hu R, Wang X P, Pan Y X,etal. Responses of net soil nitrogen mineralization rate in moss-covered soil to hydrothermic factors in Shapotou regions, northern China. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(2): 394-400.

[24]Gelfand I, Yakir D. Influence of nitrite accumulation in association with seasonal patterns and mineralization of soil nitrogen in a semi-arid pine forest. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(2): 415-424.

[25]Liu Y H, Li Y, Niu L,etal. Effects of temperature and moisture on nitrogen mineralization in Inner Mongolia grassland, China. Pratacultural Science, 2014, 31(3): 349-354.

[26]Liu X R, Dong Y S, Qi Y C,etal. Soil net nitrogen mineralization in the typical temperate grassland. Environmental Science, 2007, (3): 633-639.

[27]Yang S L, Zhu A N, Zhang J B,etal. Ammonia volatilization loss and its affecting factors under different amounts and ways of N application in field. Arid Zone Research, 2010, 27(3): 415-423.

[28]Zhang Y X, Fan Z P, Yan J L,etal. Effects of nitrogen addition on ammonia volatilization and nitrate leaching of sandy grassland. Chinese Journal of Ecology, 2011, 30(9): 1969-1974.

[29]Liu X J, Ju X T, Zhang F S. Effect of basal application of urea on inorganic nitrogen in soil profile. Journal of China Agricultural University, 2004, (5): 63-68.

[30]Dong Y, Wang Z Y. Conversion of urea in soil and its plant use efficiency. Phosphate and Compound Fertilizer, 2005, 20(2): 76-78.

[31]Lv D Q, Zhang S L, Yang X Y. Effect of supplying C and N on the mineralization, immobilization and priming effect of soil nitrogen. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2007, (2): 223-229.

[32]Zhang X L, Wang Q, Xu J,etal. In situ nitrogen mineralization, nitrification, and ammonia volatilization in maize field fertilized with urea in Huanghuaihai Region of Northern China. PLoS ONE, 2015, 10(1): e0115649.

[33]Wang Q B, Li L H. Spatial heterogeneity of soil organic carbon and total nitrogen in an Xilin River Basin grassland, Inner Mongolia. Chinese Journal of Plant Ecology, 1998, (5): 409-414.

[34]Zaman M, Chang S X. Substrate type, temperature, and moisture content affect gross and net N mineralization and nitrification rates in agroforestry systems. Biology and Fertility of Soils, 2004, 39(4): 269-279.

[35]Yu L, Gao M, Ci E,etal. Study on the characteristics of mineralization and nitrification in different cultivation modes. Ecology and Environmental Science, 2010, (3): 733-738.

[4]鄒亞麗, 牛得草, 楊益,等. 氮素添加對黃土高原典型草原土壤氮礦化的影響. 草地學報, 2014, 22(3): 461-468.

[15]王占源, 曾德慧, 艾桂艷, 等. 添加氮素對沙質草地土壤氮素有效性的影響. 生態(tài)學雜志, 2007, 26(11): 1894-1897.

[16]白潔冰, 徐興良, 付剛, 等. 溫度和氮素輸入對青藏高原3 種高寒草地土壤氮礦化的影響. 安徽農業(yè)科學, 2011, 39(24): 14698-14700.

[17]張璐, 黃建輝, 白永飛, 等. 氮素添加對內蒙古羊草草原凈氮礦化的影響. 植物生態(tài)學報, 2009, 33(3): 563-569.

[23]虎瑞, 王新平, 潘顏霞, 等. 沙坡頭地區(qū)蘚類結皮土壤凈氮礦化作用對水熱因子的響應. 應用生態(tài)學報, 2014, 25(2): 394-400.

[25]劉穎慧, 李悅, 牛磊, 等. 溫度和濕度對內蒙古草原土壤氮礦化的影響. 草業(yè)科學, 2014, 31(3): 349-354.

[26]劉杏認, 董云社, 齊玉春, 等. 溫帶典型草地土壤凈氮礦化作用研究. 環(huán)境科學, 2007, (3): 633-639.

[27]楊淑莉, 朱安寧, 張佳寶, 等. 不同施氮量和施氮方式下田間氨揮發(fā)損失及其影響因素. 干旱區(qū)研究, 2010, 27(3): 415-421.

[28]張亞欣, 范志平, 閆加亮, 等. 氮添加對沙質草地氨揮發(fā)及硝態(tài)氮淋溶的影響. 生態(tài)學雜志, 2011, 30(9): 1969-1974.

[29]劉學軍, 巨曉棠, 張福鎖. 基施尿素對土壤剖面中無機氮動態(tài)的影響. 中國農業(yè)大學學報, 2004, (5): 63-68.

[30]董燕, 王正銀. 尿素在土壤中的轉化與植物利用效率. 磷肥與復肥, 2005, 20(2): 76-78.

[31]呂殿青, 張樹蘭, 楊學云. 外加碳、氮對土壤氮礦化、固定與激發(fā)效應的影響. 植物營養(yǎng)與肥料學報, 2007, (2): 223-229.

[33]王其兵, 李凌浩. 內蒙古錫林河流域草原土壤有機碳及氮素的空間異質性分析. 植物生態(tài)學報, 1998, (5): 409-414.

[35]余濼, 高明, 慈恩, 等. 不同耕作方式下土壤氮素礦化和硝化特征研究. 生態(tài)環(huán)境學報, 2010, (3): 733-738.

Influence of fertilizer use on nitrogen transformation in soils of the Leymus chinensis steppe

QIN Yan1,2, HE Feng1, TONG Zong-Yong1, XIE Kai-Yun1, WANG Dong1, Gammal1, QUAN Guo-Ling1, SONG Qian3, WANG Hu1, ZHANG Wei-Zhen4, LI Xiang-Lin1*

1.Institute of Animal Science of Chinese Academy of Agricultural Science, Beijing 100193, China; 2.Qiqihar University, Qiqihar 161006, China; 3.Gansu Agricultural University, Lanzhou 730070, China; 4.Hebei University, Baoding 071002, China

Fertilizer application is a common grassland management technique and plays an important role in the maintenance of grassland productivity and the health of its ecosystems. In this study, five kinds of fertilizer treatment were applied to determine their effects on soil nitrogen forms and transformations in theLeymuschinensisgrasslands of Guyuan, Hebei Province. The results showed that, during the whole forage-growing season, the soil nitrate and ammonium nitrogen contents in grassland fertilized with both nitrogen and phosphorus were lower than that in grassland fertilized only with nitrogen. The application of nitrogen fertilizer changed the process of soil nitrogen mineralization. Grasslands with nitrogen fertilization showed stronger soil nitrification than the other treatments during the period from May to August, and higher net nitrogen mineralization during the period from May to July, which accounted for 57.58%-68.97% of total net nitrogen mineralization over the whole forage-growing season. Positive correlations were observed between soil ammonium nitrogen content, soil nitrate nitrogen content, net nitrogen nitrification, net nitrogen mineralization, soil temperature and soil moisture (r=0.491,P<0.01). High levels of nitrogen fertilizer application could increase the loss of nitrate nitrogen by leaching and thus the risk of environmental pollution.

net nitrogen mineralization; net nitrogen nitrification; fertilizer use;Leymuschinensissteppe

10.11686/cyxb2015561

2015-12-09；改回日期：2016-01-12

國家自然科學基金(31302015),公益性行業(yè)(農業(yè))科研專項經費(201303060),國家牧草產業(yè)技術體系課題(CARS-35)和草地農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)國家重點實驗室開放課題(SKLGAE201506)資助。

秦燕(1981-)，女，黑龍江齊齊哈爾人，在讀博士。E-mail：mule119@163.com

Corresponding author. E-mail：lxl@caas.cn

http://cyxb.lzu.edu.cn

秦燕, 何峰, 仝宗永, 謝開云, 王棟, Gammal, 權國玲, 宋謙, 王虎, 張威震, 李向林. 施肥對羊草草原土壤氮素轉化的影響. 草業(yè)學報, 2016, 25(10): 48-55.

QIN Yan, HE Feng, TONG Zong-Yong, XIE Kai-Yun, WANG Dong, Gammal, QUAN Guo-Ling, SONG Qian, WANG Hu, ZHANG Wei-Zhen, LI Xiang-Lin. Influence of fertilizer use on nitrogen transformation in soils of theLeymuschinensissteppe. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(10): 48-55.