杜 薇，孫 楠，周古月，武山梅，聶 成， 李 悅，劉穎慧

(1.北京師范大學(xué) 地理科學(xué)學(xué)部地表過程與資源生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100875； 2.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所/耕地培育技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京 100081)

氮素是限制植物生長(zhǎng)和產(chǎn)量形成的主要因素，進(jìn)而影響草地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力高低[1]。有機(jī)氮只有經(jīng)微生物分解轉(zhuǎn)化之后，才能成為可被植物吸收利用的無(wú)機(jī)氮，從而影響植物的生長(zhǎng)及生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力，這一過程就稱為土壤氮礦化[2]。土壤中有機(jī)氮占全氮比例一般在90%[3]，因此，土壤氮礦化過程決定了土壤中可利用氮素的含量，是土壤氮循環(huán)過程的核心，礦化量與全氮含量及可礦化部分有關(guān)，通過礦化能力的測(cè)定可了解土壤供氮能力[4]。

土壤氮礦化過程受到諸多因素的影響，包括土壤理化性質(zhì)、環(huán)境因素、生物因素、人為活動(dòng)等[3，5]。溫度和濕度是影響土壤氮礦化的兩個(gè)環(huán)境因素[6]，大量研究結(jié)果表明溫濕度單因素均影響土壤氮礦化過程[7-9]，且兩者之間具有顯著的交互作用[10-13]，對(duì)不同地區(qū)的土壤需進(jìn)行特定的研究，才能明確各地區(qū)土壤氮礦化對(duì)溫度、濕度及其交互作用的響應(yīng)。草地生態(tài)系統(tǒng)是陸地生態(tài)系統(tǒng)的主要類型，具有調(diào)節(jié)氣候、固碳儲(chǔ)氮等生態(tài)功能[14]，放牧是草原最主要的利用方式，改變了土壤的生物和理化性質(zhì)，從而影響土壤氮礦化過程[15]。由于放牧強(qiáng)度劃分標(biāo)準(zhǔn)不一，且放牧對(duì)土壤氮礦化的作用還受到水熱條件、植物群落、土壤性質(zhì)等影響，各地區(qū)不同放牧強(qiáng)度下土壤氮礦化的研究結(jié)果差異較大[16-17]。

青藏高原被稱為世界第三級(jí)，其環(huán)境對(duì)全球氣候變化的響應(yīng)十分敏感，該區(qū)草地面積1.6×106km2，占總土地面積的63.9%[18]。近50年，青藏高原的年均溫度與降水量均呈上升趨勢(shì)，溫度升高幅度為0.53℃/(10 a),降水量增加幅度7.81 mm/(10 a)[19]，暖濕化趨勢(shì)將會(huì)影響土壤氮礦化過程。那曲地區(qū)位于青藏高原腹地，是西藏自治區(qū)的主要放牧區(qū)之一，人類過于頻繁的經(jīng)濟(jì)活動(dòng)加上自然氣候的變化，令該地區(qū)的高寒草地土壤退化嚴(yán)重[20]，土壤氮礦化過程受到一定影響。

在那曲地區(qū)高寒草甸的禁牧樣地與放牧樣地進(jìn)行土壤取樣，采用室內(nèi)非原狀土培養(yǎng)的方法，設(shè)置不同溫濕度梯度，通過對(duì)土壤氮礦化量、土壤凈氮礦化速率結(jié)果的分析，闡述土壤氮礦化的動(dòng)態(tài)過程，探討2種放牧方式下溫度濕度對(duì)土壤氮礦化的影響，通過土壤氮礦化速率溫度敏感性在不同放牧方式和濕度條件下的變化規(guī)律來(lái)揭示氮礦化對(duì)溫度變化的響應(yīng)趨勢(shì)。其結(jié)果將提高對(duì)那曲地區(qū)高寒草甸氮素轉(zhuǎn)化的認(rèn)識(shí)，有利于了解人類活動(dòng)對(duì)該地區(qū)土壤氮礦化產(chǎn)生的影響，并為預(yù)測(cè)氣候變化對(duì)土壤氮礦化的影響提供參考。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于西藏自治區(qū)北部那曲地區(qū)、唐古拉山和念青唐古拉山之間的那曲縣(N 30°31′～31°55′，E 91°12′～93°03′)。那曲縣屬高原亞寒帶季風(fēng)半濕潤(rùn)氣候區(qū)，海拔4 450 m，土地總面積1.62萬(wàn)km2，其中，草原面積1.25萬(wàn)km2，占那曲縣土地總面積的77.2%。年溫差小，晝夜溫差大，氣候干燥，年均氣溫為-1.2℃，年平均降水量432.8 mm，年內(nèi)降水主要分布在6～9月，年蒸發(fā)量1 811.2 mm[21]。土壤類型主要有高山草甸土、高山草原土以及沼澤草甸土、鹽土等，植被優(yōu)勢(shì)種有高山嵩草(Kobresiapygmaea)、紫花針茅(Stipapurpurea)、藏北嵩草(Kobresialittledalei)等[22]。

1.2 樣地設(shè)置與樣品采集

試驗(yàn)樣地位于那曲縣(N 31.44°，E 92.02°)自由放牧草地，屬于中度退化草地，土壤質(zhì)地為輕壤土[23]。將兩種不同管理方式的草地作為試驗(yàn)樣點(diǎn)，分別是輕度自由放牧草地(2頭牦牛/hm2)和自2006年起禁牧草地。2011年樣地植被調(diào)查數(shù)據(jù)中，放牧草地矮生嵩草(Kobresiahumilis)、二裂委陵菜(Potentillabifurca)、高原毛茛(Ranunculustangutica)的重要值偏高，禁牧草地早熟禾(Poaannua)、矮生嵩草、青藏苔草(Carexmoorcroftii)的重要值偏高[24]。

2014年8月，在放牧草地和禁牧草地中，各選取4個(gè)樣地設(shè)置為重復(fù)，共計(jì)8個(gè)樣地。在每個(gè)樣地內(nèi)隨機(jī)選取5個(gè)點(diǎn)，去除地表凋落物后，用5 cm直徑的土鉆對(duì)0～15 cm的土壤進(jìn)行取樣。土壤樣品在室內(nèi)混勻過2 mm篩，以去除根系、雜質(zhì)、石塊等。取出部分土樣測(cè)定土壤理化性質(zhì)(表1)，其余部分于-18℃下保存，以備室內(nèi)培養(yǎng)使用。

表1 研究區(qū)土壤理化性質(zhì)

注：同列不同大寫字母表示差異顯著(P<0.005)

1.3 室內(nèi)培養(yǎng)方案

那曲縣2014年生長(zhǎng)季(6～8月)的5 cm土壤平均溫度為12.35℃，平均土壤體積含水量為20%[25]，根據(jù)未來(lái)氣候的暖濕化趨勢(shì)[21,26-27]，試驗(yàn)設(shè)5℃、10℃、15℃、20℃、25℃ 5個(gè)溫度梯度，2個(gè)濕度梯度：40%、60%土壤飽和含水量，簡(jiǎn)寫為40%SSM，60%SSM。試驗(yàn)共設(shè)10個(gè)處理，每個(gè)處理3組重復(fù)，每組重復(fù)設(shè)置3個(gè)培養(yǎng)樣品用于分次破壞性取樣，共計(jì)培養(yǎng)180個(gè)土樣。

用烘干法和浸水法測(cè)定土壤的質(zhì)量含水率和飽和含水率后，稱取60 g干土放入250 mL的錐形瓶中，加水將土壤樣品分別調(diào)節(jié)至相應(yīng)濕度后用封口膜封口，然后將土壤樣品分別放入5個(gè)設(shè)定溫度的恒溫培養(yǎng)箱中進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)，共計(jì)培養(yǎng)41 d。培養(yǎng)期間為保持培養(yǎng)箱中O2充足，每周開放培養(yǎng)箱通風(fēng)30 min，為保持土壤濕度恒定，每隔5～15 d對(duì)土樣稱重以補(bǔ)充蒸發(fā)水分。

土樣放入培養(yǎng)箱穩(wěn)定8 d后視為室內(nèi)培養(yǎng)第1 d，土壤樣品分3次取樣，分別是在室內(nèi)培養(yǎng)第1 d，第15 d和34 d，將前7 d穩(wěn)定階段視為培養(yǎng)初始，1～15 d視為培養(yǎng)前期，15～34 d視為培養(yǎng)后期。把3次取出的180個(gè)土壤樣品都放入-18℃條件下冷凍保存，以待后期一并測(cè)定土壤可溶性有機(jī)碳、微生物生物量碳、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮等指標(biāo)。

1.4 指標(biāo)測(cè)定

采用干燒法(元素分析儀)測(cè)定土壤全碳和全氮含量[28-29]，微波消解法測(cè)定土壤全磷含量[30]，重鉻酸鉀～硫酸外加熱容量法測(cè)定土壤可溶性有機(jī)碳含量[31]，氯仿熏蒸法測(cè)定土壤微生物生物量碳含量[32]。土壤用40 mL 0.5 moL/L的K2SO4溶液浸提，浸提液經(jīng)振蕩、離心、過濾后，用連續(xù)流動(dòng)分析儀測(cè)定土壤浸提液中的銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量[33-34]。

1.5 數(shù)據(jù)計(jì)算和分析

將土壤中銨態(tài)氮與硝態(tài)氮含量之和視為無(wú)機(jī)氮含量，土壤氨化速率、硝化速率、凈氮礦化速率分別通過一定時(shí)間間隔的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、無(wú)機(jī)氮含量的差值來(lái)計(jì)算[35]：

A=Aamm+Anit

(1)

Namm=ΔAamm/Δt

(2)

Nnit=ΔAnit/Δt

(3)

N=ΔA/Δt

(4)

式中：A、Aamm、Anit分別為土壤氮礦化量、銨態(tài)氮含量、硝態(tài)氮含量，N、Namm、Nnit分別為土壤凈氮礦化速率、氨化速率、硝化速率，ΔA、ΔAamm、ΔAnit分別為一段培養(yǎng)時(shí)間土壤氮礦化量、銨態(tài)氮含量、硝態(tài)氮含量的差值，Δt為培養(yǎng)時(shí)間間隔。

土壤凈氮礦化速率與溫度之間的關(guān)系用指數(shù)模型擬合[36]：

f(T)=A×eB×T

(5)

式中：A為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)，B為溫度反應(yīng)系數(shù)，T為培養(yǎng)溫度(℃)

由指數(shù)模型可以得出B值，土壤氮礦化的溫度敏感性Q10，表示的是溫度每增加10℃土壤凈氮礦化速率增加的倍數(shù)，通過公式計(jì)算：

Q10=e10×B

(6)

為了模擬分析溫度和濕度對(duì)土壤氮礦化速率的影響，研究選取了4種形式的土壤氮礦化速率溫濕度響應(yīng)模型對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行了擬合(表2)[37-41]，并通過比較選出最適模型。

表2 土壤氮礦化速率溫濕度響應(yīng)模型

注：N為土壤氮礦化速率，T為土壤溫度，M為土壤濕度，a～f為參數(shù)

1.6 統(tǒng)計(jì)方法

使用SPSS 20.0對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，使用Sigma Plot 12.5進(jìn)行圖形繪制。對(duì)土壤凈氮礦化速率與溫度、濕度之間的關(guān)系進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析；使用One-WayANOVA分析溫度、濕度單因素對(duì)土壤凈氮礦化速率的影響，土壤凈氮礦化速率值方差齊性時(shí)使用LSD檢驗(yàn)其在溫度梯度之間的差異顯著性，方差不齊時(shí)使用Dunnett-T3檢驗(yàn)差異顯著性，研究中檢驗(yàn)的顯著水平設(shè)置為P=0.05；使用Two-Way ANOVA分析溫度和濕度對(duì)氨化、硝化、礦化速率的交互作用；使用非線性回歸分析模擬土壤凈氮礦化速率與溫度、濕度之間的關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤養(yǎng)分動(dòng)態(tài)變化

培養(yǎng)期間，禁牧樣地的土壤可溶性有機(jī)碳、微生物生物量碳含量小于放牧樣地。隨著培養(yǎng)時(shí)間的變化，兩種管理方式下的可溶性有機(jī)碳含量減小，微生物生物量碳含量不斷增加(表3)。

研究中土壤氮礦化量是銨態(tài)氮與硝態(tài)氮之和，從整體數(shù)值來(lái)看，無(wú)機(jī)氮的主要組成部分是硝態(tài)氮，與其他研究結(jié)果相符[42-43]，不同培養(yǎng)階段，硝態(tài)氮在無(wú)機(jī)氮中的比例分別為80.2%，94.5%和95.9%。培養(yǎng)期間，禁牧樣地的銨態(tài)氮含量大于放牧樣地，硝態(tài)氮含量小于放牧樣地。禁牧樣地的土壤銨態(tài)氮含量顯著減少(P<0.05)，培養(yǎng)前期減幅更大，硝態(tài)氮含量顯著增加(P<0.05)放牧樣地土壤銨態(tài)氮含量總體增加(P<0.05)，硝態(tài)氮含量累積增加(P<0.05)(表3)。

表3 不同管理方式土壤養(yǎng)分動(dòng)態(tài)變化

注：1.DOC、MBC、NH4+-N、NO3--N分別代表土壤可溶性有機(jī)碳、微生物生物量碳、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮等指標(biāo);2.不同大寫字母表示相同培養(yǎng)階段下2個(gè)樣地之間差異顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示相同管理方式下不同培養(yǎng)階段之間差異顯著(P<0.05)

2.2 溫度、濕度對(duì)土壤氮礦化量的影響

禁牧條件下，在整個(gè)培養(yǎng)階段，土壤氮礦化量都與溫度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，在不同溫度之間差異顯著(P<0.01)。放牧條件下，土壤氮礦化量的均值與溫度顯著正相關(guān)(P<0.01)，在不同溫度之間差異顯著(P=0.05)，不同階段土壤初始氮礦化量和前期礦化量與溫度的正相關(guān)關(guān)系不顯著，總礦化量與溫度顯著正相關(guān)(P<0.01)，且不同溫度之間差異顯著(P<0.01)。隨著培養(yǎng)時(shí)間的變化，兩種管理方式下的土壤氮礦化量隨溫度升高而增加的趨勢(shì)更明顯，即溫度對(duì)土壤氮礦化量的影響增強(qiáng)(表4)。

禁牧條件下，土壤氮礦化量與濕度呈較弱正相關(guān)，只有初始礦化量與濕度顯著正相關(guān)(P<0.01)，且初始礦化量在2個(gè)濕度之間差異顯著(P<0.01)，60%SSM的初始礦化量更高，培養(yǎng)前期氮礦化量及總氮礦化量與濕度的正相關(guān)關(guān)系均不顯著。放牧條件下，土壤氮礦化量與濕度呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，整個(gè)培養(yǎng)階段，土壤氮礦化量在兩個(gè)濕度間差異顯著(P<0.01)，40%SSM的土壤氮礦化量更高，隨培養(yǎng)時(shí)間變化，濕度對(duì)土壤氮礦化量的影響均減弱(圖1)。

表4 土壤氮礦化量與溫度、濕度的Pearson相關(guān)系數(shù)

注：*表示在0.05水平上顯著相關(guān)，**表示在0.01水平上顯著相關(guān)

圖1 不同溫濕度土壤凈氮礦化量對(duì)比Fig.1 Soil mineral N production under different temperature and moisture conditions 注：JM、FM分別代表禁牧和放牧，40%、60%分別代表40%SSM和60%SSM

2.3 溫度、濕度對(duì)土壤凈氮礦化速率的影響

禁牧條件下，土壤凈氮礦化速率的均值隨著溫度的升高而增加(圖2)。在整個(gè)培養(yǎng)期間兩者均呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，且不同溫度間差異顯著(P<0.01)(表5)。培養(yǎng)前期土壤凈氮礦化速率隨溫度升高呈指數(shù)型增長(zhǎng)，相鄰溫度梯度間變化幅度分別為6.7%、78.1%、59.6%、95.6%，高溫條件下增幅更大。培養(yǎng)后期呈線性增長(zhǎng)，相鄰溫度梯度間變化幅度分別為83.9%、75.4%、21.5%、34.5%，與前期相反，低溫條件下增幅更大。

放牧條件下，土壤凈氮礦化速率在培養(yǎng)前期與溫度呈較弱正相關(guān)(表5)，40%SSM時(shí)，土壤凈氮礦化速率隨溫度升高呈V字型變化，與溫度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)；60%SSM時(shí)，隨溫度升高呈M型變化，與溫度的相關(guān)關(guān)系不顯著，不同溫度間差異也不顯著(P>0.05)。培養(yǎng)后期土壤凈氮礦化速率與溫度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，不同溫度間差異顯著(P<0.01)，5℃時(shí)凈氮礦化速率為負(fù)值，顯著低于其他溫度下的凈氮礦化速率(P<0.01)。40%SSM時(shí)土壤凈氮礦化速率隨溫度升高而增加，60%SSM時(shí)隨溫度升高呈現(xiàn)N字型的變化規(guī)律,25℃的凈氮礦化速率值顯著高于其他溫度(圖2)。

在2個(gè)培養(yǎng)階段，不同放牧條件下，土壤凈氮礦化速率與濕度的相關(guān)關(guān)系較弱(表5)，只有在禁牧前期5℃條件下2個(gè)濕度間差異顯著，其余條件下2個(gè)濕度之間差異均不顯著。培養(yǎng)前期，禁牧條件下，5～15℃ 60%SSM土壤凈氮礦化速率更大，放牧條件下，5～20℃，60%SSM速率更大，溫度升高時(shí)較低含水率更利于土壤氮礦化。培養(yǎng)后期，土壤凈氮礦化速率在2個(gè)濕度間差異較小(圖2)。

圖2 不同溫濕度土壤凈氮礦化速率對(duì)比Fig.2 Soil Net N mineralization rate under different temperature and moisture conditions 注：1.A、B、C、D分別代表禁牧條件培養(yǎng)前期、禁牧后期、放牧前期、放牧后期； 2.不同大寫字母表示濕度之間差異顯著(P<0.05),不同小寫字母表示溫度之間差異顯著(P<0.05)

溫度對(duì)氨化、硝化與礦化速率均有顯著影響(P<0.01)，濕度只對(duì)氨化速率有顯著影響(P<0.01)，溫度和濕度只對(duì)氨化速率有顯著交互作用(P<0.05)。從不同的放牧方式與培養(yǎng)階段分析，溫度對(duì)禁牧條件下的氨化、硝化與礦化速率都有顯著影響(P<0.01)，對(duì)放牧后期的硝化與礦化速率影響顯著(P<0.01)，濕度對(duì)禁牧條件前期的氨化速率與硝化速率有顯著影響(P<0.01)，溫度和濕度對(duì)禁牧條件前 期的氨化速率與礦化速率有顯著的交互作用(P<0.05)(表6)。

表5 土壤凈氮礦化速率與溫度、濕度的 Pearson相關(guān)系數(shù)

注：**表示在0.01水平上顯著相關(guān)

模型擬合顯示，禁牧條件培養(yǎng)前期的擬合優(yōu)度(R2)在80.4%～94.6%，禁牧后期R2在89.0%～91.7%，放牧前期R2在9.8%～19.0%，放牧后期R2在53.5%～64.9%。說(shuō)明禁牧條件下比在放牧條件下溫度和濕度能更大程度的解釋土壤氮礦化速率的變異，禁牧條件下2個(gè)時(shí)期R2相近，放牧條件下培養(yǎng)后期R2均大于培養(yǎng)前期。赤池信息量準(zhǔn)則(AIC)越小，表示模型的簡(jiǎn)潔性與精確度越高，通過4種模型AIC值的比較，禁牧條件培養(yǎng)前期溫度和濕度對(duì)土壤氮礦化速率的影響用模型2擬合更佳，培養(yǎng)后期用模型1擬合更佳；放牧條件下2個(gè)時(shí)期溫度和濕度對(duì)土壤氮礦化速率的影響均用模型1擬合更佳(表7)。

表6 氨化速率、硝化速率、凈氮礦化速率的雙因素方差分析

2.4 土壤氮礦化速率的溫度敏感性

不同管理方式的樣地以及不同濕度與培養(yǎng)階段下，5～25℃的溫度區(qū)間內(nèi)，Q10值在0.88～3.85變化，平均值為2.12。放牧樣地培養(yǎng)前期60%SSM的土壤氮礦化速率對(duì)溫度沒有較好的響應(yīng)，故用此指數(shù)模型的擬合優(yōu)度較低；放牧樣地培養(yǎng)后期土壤凈氮礦化速率在低溫條件下出現(xiàn)負(fù)值，所以無(wú)法用指數(shù)模型進(jìn)行擬合。在兩個(gè)不同濕度條件下，土壤氮礦化溫度敏感性Q10值均是放牧條件小于禁牧條件。相同管理方式下，40%SSM的Q10值在培養(yǎng)前期大于60%SSM，后期兩者數(shù)值接近。土壤氮礦化溫度敏感性(Q10)在禁牧樣地培養(yǎng)前期40%SSM時(shí)最高(表8)。

表7 土壤氮礦化速率與溫濕度的模型擬合

注：R2為模型擬合優(yōu)度，AIC為赤池信息量準(zhǔn)則

表8 土壤凈氮礦化速率的指數(shù)模型參數(shù)

注：A為基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)，B為溫度反應(yīng)系數(shù)，R2為指數(shù)模型擬合優(yōu)度，Q10為土壤氮礦化溫度敏感性

2.5 放牧對(duì)土壤氮礦化的影響

培養(yǎng)前期溫度較低和培養(yǎng)后期溫度較高時(shí)，放牧樣地土壤凈氮礦化速率高于禁牧樣地，其余則是禁牧樣地礦化速率更高，且在不同濕度間表現(xiàn)有差異。在整個(gè)培養(yǎng)階段，只有氨化速率在兩種放牧方式下有顯著差異(P<0.001)，禁牧樣地的氨化速率小于放牧樣地。培養(yǎng)前期，禁牧樣地的硝化速率大于放牧樣地，凈氮礦化速率小于放牧樣地，培養(yǎng)后期，禁牧樣地的硝化速率與凈氮礦化速率均大于放牧樣地，硝化速率和凈氮礦化速率在兩個(gè)樣地間差異均不顯著(圖3)。

圖3 2種放牧方式下土壤氮礦化對(duì)比Fig.3 Soil ammonification，nitrification and net N mineralization rate under two grazing styles 注：1.A、B代表培養(yǎng)前期和培養(yǎng)后期,JM、FM代表禁牧和放牧； 2.不同小寫字母表示樣地之間差異顯著(P<0.05)

3 討論

3.1 溫濕度對(duì)土壤氮礦化的影響

溫度和濕度是影響土壤氮礦化最主要的環(huán)境因子，溫度的作用強(qiáng)于濕度，兩者具有顯著交互作用[6]。試驗(yàn)中土壤凈氮礦化速率只在放牧樣地的培養(yǎng)前期與溫度沒有顯著的相關(guān)關(guān)系，在其他培養(yǎng)方式與培養(yǎng)階段下都是在5～25℃隨著溫度的升高而顯著增加，25℃時(shí)速率最高。溫度主要是通過改變土壤微生物的群落組成和數(shù)量多少來(lái)影響氮礦化過程[7]，溫度過低時(shí)，微生物膜的流動(dòng)性降低，喪失生物學(xué)功能，溫度過高超過了微生物耐受范圍時(shí)，細(xì)胞內(nèi)關(guān)鍵組分變性失活，進(jìn)而導(dǎo)致細(xì)胞功能的破壞[44]。前人研究報(bào)道，土壤凈氮礦化速率既有隨溫度升高不斷增加[8,39,45]，也有隨溫度升高先增加后減少[40]，表明微生物的活性存在最適溫度。Wang C等[46]對(duì)北方溫帶草原的研究表明，-10～35℃范圍內(nèi)，25℃是微生物活性的最適溫度；石薇等[47]對(duì)華西雨屏區(qū)柳杉人工林表層土壤的研究表明，5～35℃范圍內(nèi)土壤氮礦化最適溫度為32.9℃；王簾里等[48]對(duì)東部黑土、潮土和紅壤的研究表明，在15～30℃土壤氮礦化最適溫度為20～25℃。不同研究得到的土壤氮礦化最適溫度不同，是由于不同地區(qū)土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)有差異[49]。在此次試驗(yàn)的溫度設(shè)定范圍內(nèi)(5～25℃)，土壤氮礦化最適溫度為25℃。

放牧樣地的土壤凈氮礦化速率在培養(yǎng)前期與溫度相關(guān)性較弱，在培養(yǎng)后期呈顯著正相關(guān)(表3)，可能是由于培養(yǎng)后期土壤底物減少[50]，高溫時(shí)微生物活性較高，在底物較少的條件下會(huì)加快礦化進(jìn)程使氮礦化速率增加，溫度對(duì)氮礦化的影響顯著，放牧后期土壤氮礦化溫濕度響應(yīng)模型的擬合效果比前期好。

濕度對(duì)土壤氮礦化也有重要的影響。濕度過高時(shí)，土壤中孔隙被水充滿，氧氣含量較低，利于厭氧菌活動(dòng)，反硝化作用增強(qiáng)[12]，濕度過低時(shí)，土壤內(nèi)部溶劑流動(dòng)性不強(qiáng)，酶和底物的移動(dòng)擴(kuò)散不佳[51]。土壤凈氮礦化速率與濕度的相關(guān)關(guān)系較弱，2個(gè)濕度之間差異不顯著，溫度與濕度沒有明顯的交互作用。而試驗(yàn)的2個(gè)濕度梯度是根據(jù)當(dāng)?shù)赝寥缹?shí)際含水量及未來(lái)降水增多的趨勢(shì)設(shè)置的，說(shuō)明在未來(lái)氣候趨于暖濕化的情景下，土壤氮礦化對(duì)濕度變化的響應(yīng)不顯著。

3.2 放牧對(duì)土壤氮礦化的影響

不同管理方式下的土壤對(duì)溫濕度的響應(yīng)明顯不同，如土壤氮礦化量在禁牧條件下與濕度呈較弱正相關(guān)，在放牧條件下則呈顯著負(fù)相關(guān)。而禁牧樣地與放牧樣地的土壤凈氮礦化速率只有在5℃時(shí)有顯著差異，其余培養(yǎng)條件下差異不顯著，由于放牧對(duì)氮礦化的作用機(jī)制較為復(fù)雜。如動(dòng)物對(duì)植物的的啃食作用可能會(huì)刺激根系分泌增多，導(dǎo)致根際微生物活性變高，增強(qiáng)氮礦化作用[52]；也可能會(huì)對(duì)植物地上部分造成損害，使植物生長(zhǎng)不良，對(duì)土壤中無(wú)機(jī)氮吸收減少,導(dǎo)致銨態(tài)氮積累,硝化作用增強(qiáng)[53]。動(dòng)物的踐踏會(huì)壓實(shí)土壤，減小土壤孔隙度，給反硝化細(xì)菌提供良好的厭氧環(huán)境，從而增強(qiáng)反硝化作用[54]。動(dòng)物將糞便排泄至草地上，使土壤基質(zhì)變好，可為微生物提供更多能量，與氮素循環(huán)相關(guān)微生物的數(shù)量增加、活性增強(qiáng)[55]，從而加快氮礦化進(jìn)程。

有關(guān)放牧對(duì)土壤氮礦化影響的研究結(jié)果之間差異較大，既有報(bào)道放牧對(duì)土壤氮礦化起到促進(jìn)作用[16]，也有報(bào)道放牧對(duì)土壤氮礦化有抑制作用[17]，不同的研究得出土壤凈氮礦化速率的最高值出現(xiàn)在各個(gè)不同的放牧強(qiáng)度之下[16-17,52,56-57]?？赡苁怯捎诓煌貐^(qū)的土壤本身具有空間上的異質(zhì)性，而且各結(jié)果對(duì)于放牧強(qiáng)弱的界定都是將各自試驗(yàn)設(shè)定的放牧強(qiáng)度進(jìn)行相對(duì)比較，進(jìn)行等級(jí)劃分，且氮礦化測(cè)定方法與表征方式也具有多樣性，無(wú)法直接進(jìn)行各研究之間的橫向?qū)Ρ取?/p>

3.3 土壤氮礦化速率溫度敏感性的比較

研究中不同管理方式與濕度下的土壤氮礦化Q10值在0.88～3.85變化，平均值為2.12，與其他研究結(jié)論基本相符，如吳建國(guó)等[58]研究表明祁連山中部高寒草甸土壤氮礦化速率的Q10值在1.2～2.2，Liu Y等[59]利用多篇發(fā)表論文數(shù)據(jù)計(jì)算得出草原生態(tài)系統(tǒng)Q10的平均值為1.8。Q10值表示的是不同土壤氮礦化溫度敏感性的高低，可反映全球變暖對(duì)氮礦化的影響[46]。中放牧樣地的Q10值小于禁牧樣地，基質(zhì)質(zhì)量指數(shù)A大于禁牧樣地，Q10和A呈顯著負(fù)相關(guān)。培養(yǎng)期間，禁牧樣地的土壤可溶性有機(jī)碳、微生物生物量碳等土壤活性有機(jī)質(zhì)的含量則小于放牧樣地(表3)。相比于禁牧樣地，放牧樣地土壤基質(zhì)更好，可能是動(dòng)物的活動(dòng)刺激植物根系分泌增加并把植物殘?bào)w帶到土壤中[60]，還將糞便排泄至草地上，使土壤孔徑分布和團(tuán)粒結(jié)構(gòu)等得到改善，土壤中易于利用的有機(jī)質(zhì)含量增加[54]。土壤氮礦化是以微生物反應(yīng)為主導(dǎo)、需要耗能的過程，活化能與基質(zhì)質(zhì)量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，即基質(zhì)質(zhì)量更差的土壤需要較高的活化能，而Q10隨著活化能的增加而增加，因此，放牧樣地基質(zhì)質(zhì)量好，溫度敏感性低。有研究報(bào)道，土壤全氮含量與土壤氮礦化速率Q10顯著正相關(guān)，可以解釋其56%的變異，與土壤有機(jī)質(zhì)含量共同通過調(diào)節(jié)微生物的底物供應(yīng)來(lái)影響Q10[59]，放牧樣地的土壤全氮含量顯著低于禁牧條件，與其他一些研究結(jié)果相似[61]，全氮含量的差異也導(dǎo)致了放牧樣地溫度敏感性較低。

4 結(jié)論

全球氣候變化及日益頻繁的人類活動(dòng)勢(shì)必會(huì)影響土壤氮礦化這一重要的氮素循環(huán)過程，青藏高原地區(qū)的環(huán)境對(duì)氣候變化的響應(yīng)又十分敏感，試驗(yàn)選擇那曲地區(qū)高寒草甸的禁牧樣地與放牧樣地，利用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，探討溫度、濕度、放牧對(duì)土壤氮礦化的影響，主要結(jié)論如下：

(1)那曲地區(qū)高寒草甸土壤無(wú)機(jī)氮的主要組成部分是硝態(tài)氮。土壤氮礦化量與溫度呈顯著正相關(guān)，與濕度在禁牧條件下呈較弱正相關(guān)，放牧條件下呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤凈氮礦化速率與溫度呈顯著正相關(guān)，與濕度相關(guān)性較弱。溫度與濕度在禁牧培養(yǎng)前期對(duì)土壤凈氮礦化速率有顯著交互作用，此條件下的最適溫濕度響應(yīng)模型為N=-14.905-0.011T+62.247M+0.005T2-60.02M2-0.145TM。那曲地區(qū)的氣候變化規(guī)律是漸趨于暖濕化，升溫將會(huì)加快土壤氮礦化過程，短期內(nèi)增加土壤中無(wú)機(jī)氮含量，濕度對(duì)土壤氮礦化的影響作用不顯著。

(2)通過指數(shù)模型的擬合，放牧樣地的土壤基質(zhì)好于禁牧樣地，溫度敏感性則較低，且2種放牧方式下的樣地土壤凈氮礦化速率無(wú)顯著差異。因此，對(duì)于那曲地區(qū)高寒草甸，適度放牧是較合理的土地利用方式，既有利于充分利用草地資源，又能較好地應(yīng)對(duì)全球氣候變化的影響。