王星，于雙，許冬梅，2*，宋珂辰

（1.寧夏大學(xué)農(nóng)學(xué)院，寧夏 銀川 750021；2.寧夏大學(xué)，西北土地退化與生態(tài)恢復(fù)省部共建國家重點實驗室培養(yǎng)基地，寧夏 銀川 750021）

土壤碳、氮是地球上所有生物的關(guān)鍵營養(yǎng)元素，碳可改善土壤的持水能力，加快養(yǎng)分循環(huán)、改良土壤結(jié)構(gòu)，氮是影響生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力的主要養(yǎng)分，與土壤碳緊密相關(guān)，對調(diào)節(jié)陸地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能具有重要作用［1—2］。土壤碳、氮主要受土壤礦物學(xué)、有機質(zhì)輸入及微生物群落呼吸作用的控制。土地利用方式通過影響土壤碳的輸入、有機碳的分解速率、土壤侵蝕因子及植物群落結(jié)構(gòu)等改變土壤碳、氮儲量，是影響土壤肥力的主要因素［3］。在土壤退化地區(qū)，通過保護性耕作、重建植被等措施，可以增加土壤碳、氮儲量［4］。

土壤碳、氮組分作為土壤的活性指標(biāo)，周轉(zhuǎn)快、易被生物利用，具有一定的溶解性且易礦化分解，對自然環(huán)境的變化及人為擾動較為敏感，能及時反映土壤有機碳、氮庫總量的微小變化，對生態(tài)系統(tǒng)的退化或恢復(fù)具有一定的指示作用［5—7］。土壤活性碳、氮主要來源于動植物殘留物、根系分泌物和微生物的分解產(chǎn)物［8］。土壤耕作改變了土壤結(jié)構(gòu)、植物凋落物及根系與土壤的結(jié)合，進而影響土壤通氣狀況、微生物活性及其與底物的接觸等，導(dǎo)致土壤碳氮組分的變化［9—10］。顆粒有機碳被認(rèn)為是不同耕作措施下對土壤質(zhì)量變化更為敏感的指標(biāo)，不同深度土壤耕作配合施肥及牧草、作物種植可降低土壤顆粒有機碳、氮及微生物量碳、氮含量［7，11—12］。減少耕作可能會增加活性有機碳［13］。免耕土壤相對常規(guī)耕作能夠提高微生物量，保護性耕作可增加土壤顆粒有機碳、可溶性有機碳、微生物量碳和易氧化有機碳含量［14—16］。

寧夏荒漠草原占寧夏草地總面積的55%，是我國“兩屏三帶”生態(tài)安全體系建設(shè)的關(guān)鍵區(qū)域，也是重要的碳、氮儲庫［17］。然而，由于嚴(yán)酷的自然生境和人類過度擾動的雙重作用，草地沙化、退化較為嚴(yán)重，土壤結(jié)構(gòu)遭到破壞，碳、氮等養(yǎng)分受損［18］。隨著國家生態(tài)環(huán)境保護和建設(shè)項目工程的實施，寧夏也全面實施禁牧封育，并通過補播優(yōu)質(zhì)牧草［19］、建植人工檸條（Caragana korshinskii）林［20］等措施以實現(xiàn)退化草地的恢復(fù)與重建，部分草地生態(tài)環(huán)境出現(xiàn)逆轉(zhuǎn)，植被蓋度增加、群落結(jié)構(gòu)改善［21—23］，土壤結(jié)構(gòu)趨于穩(wěn)定、肥力提高［24—26］。本研究以寧夏荒漠草原為對象，通過實施禁牧封育、深翻耕處理后補播蒙古冰草（Agropyron mongolicum）+沙打旺（Astragalusadsurgens）、淺翻耕處理后補播蒙古冰草+沙打旺，研究不同恢復(fù)措施草地土壤有機碳、全氮及其組分含量的變化，探討不同恢復(fù)措施對荒漠草原土壤碳、氮及其組分的影響，以期為區(qū)域退化草地的恢復(fù)與重建提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于寧夏鹽池縣高沙窩鎮(zhèn)（107°03′15″—107°04′45″E，37°04′30″—38°10′30″N），地處毛烏素沙地南緣。平均海拔1600 m，年平均氣溫8.0℃，平均無霜期165 d；年平均降水量280 mm，主要集中在6—9月，年平均蒸發(fā)量2179.8 mm，是降水量的6～7倍。研究區(qū)地勢平坦，土壤類型以灰鈣土為主；土壤pH介于8.0～9.0，碳酸鈣含量超過10%［25］。植被組成主要以蒙古冰草、中亞白草（Pennisetum centrasiaticum）、牛枝子（Lespedeza potaninii）等為主。

1.2 試驗設(shè)計及土壤樣品采集

于2014年選取地勢平緩的退化草地，采用隨機區(qū)組設(shè)計，分別設(shè)置深翻耕+補播（SR）、淺翻耕+補播（QR）（深翻耕和淺翻耕的深度分別為25和15 cm）和禁牧封育（F）3個恢復(fù)措施，區(qū)組間隔為6 m，小區(qū)面積為4 m×20 m，小區(qū)間隔3 m。以蒙古冰草+沙打旺進行條播，行距50 cm，播種量為蒙古冰草15 kg·hm—2、沙打旺7.5 kg·hm—2，同時，以放牧草地為對照（CK）。共4個處理，每個處理重復(fù)3次。于2018年8月在每個小區(qū)分別設(shè)置1 m×1 m的樣方，調(diào)查植物群落的高度、蓋度和生物量，計算物種多樣性指數(shù)。去除地表覆被物后，挖取土壤剖面，采用多點混合法采集0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm和30～40 cm土壤樣品。去除雜物后帶回實驗室風(fēng)干、研磨，分別過2和0.149 mm篩，用于土壤有機碳、全氮及其組分的測定。同時，用環(huán)刀分層采集土壤樣品，用于土壤容重及含水量的測定；用保鮮盒采集原狀土，用于土壤團聚體的測定。不同恢復(fù)措施下的荒漠草原基本情況見表1。

表1 不同恢復(fù)措施下的荒漠草原基本情況Table 1 Basic situation of desert steppes under different restoration measurements

1.3 土壤樣品測定指標(biāo)及方法

采用元素分析儀（Rapid CS TOC，德國）測定土壤有機碳（soil organic carbon，SOC）含量［19］；采用全自動凱氏定氮儀（Buchi Labortechnik AGK-360，瑞士）測定全氮（total nitrogen，TN）含量［19］；采用六偏磷酸鈉分離法測定顆粒有機碳（particulate organic carbon，POC）含量［27］；采用高錳酸鉀氧化法測定易氧化有機碳（readily oxidizable organic carbon，ROC）含量［28］；采用靛酚藍(lán)分光光度法測定銨態(tài)氮（ammonium nitrogen，NH4+-N）含量［29］；硝態(tài)氮（nitrate nitrogen，NO3—-N）含量采用紫外分光光度法測定［29］；采用氯仿熏蒸法測定微生物量碳（microbial biomass carbon，MBC）、微生物量氮（microbial biomass nitrogen，MBN）含量［30］；采用濕篩法測定土壤水穩(wěn)性團聚體（wet aggregates，WR0.25）［28］；采 用 環(huán) 刀 法 測 定 土 壤 容 重（bulk density）［28］；采 用 烘 干 法 測 定 土 壤 含 水 量（moisture content）［29］。

WR0.25的計算公式為：

式中：M T為水穩(wěn)性團聚體總質(zhì)量；M r為各粒級水穩(wěn)性團聚體質(zhì)量。

碳氮組分分配比例的計算公式為：

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

利用Excel 2010進行數(shù)據(jù)處理和統(tǒng)計分析，Origin 2018作圖；采用SPSS 18.0進行方差分析（One-way ANOVA）和多重比較（Duncan法），采用R 4.0.3中的Corrplot軟件包進行Pearson相關(guān)分析及繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤有機碳和全氮含量的變化

由表2可知，0～30 cm各土層土壤SOC含量以QR處理最高，分布范圍為5.50～9.93 g·kg—1。0～10 cm和10～20 cm土層中，QR處理草地的土壤SOC含量顯著高于CK處理和其他恢復(fù)措施（P＜0.05），SR處理、F處理和CK處理之間差異不顯著（P＞0.05）；20～30 cm土層，土壤SOC含量表現(xiàn)為QR處理＞CK處理＞SR處理＞F處理，且各處理間差異顯著（P＜0.05）。30～40 cm土層，土壤SOC含量變化范圍為7.40～11.72 g·kg—1，不同恢復(fù)措施與CK處理之間差異不顯著（P＞0.05）。

表2 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤有機碳和全氮含量Table 2 Contents of soil or ganic car bon and total nitr ogen of deser t steppes under differ ent r estor ation measur ements（g·kg-1）

土壤TN含量在0～10 cm和10～20 cm土層以QR處理最高。0～10 cm土層，QR處理草地TN含量為0.18 g·kg—1，顯著高于CK處理和F處理，SR處理TN含量為0.14 g·kg—1，顯著高于CK處理（P＜0.05）；10～20 cm土層，QR處理TN含量為0.23 g·kg—1，顯著高于其他各處理（P＜0.05）。20～30 cm土層，土壤TN含量以SR處理和CK處理較高，分別為0.22和0.21 g·kg—1，顯著高于F處理（P＜0.05）。30～40 cm土層，土壤TN含量以SR處理最高，為0.22 g·kg—1，顯著高于CK處理和其他恢復(fù)措施草地（P＜0.05）。

從剖面分布看，不同恢復(fù)措施及CK處理土壤SOC和TN含量隨土層的加深總體呈增加趨勢。

2.2 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤碳氮組分含量的變化

2.2.1不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤活性有機碳含量的變化 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤活性有機碳含量的變化如圖1所示，在0～10 cm土層中，不同恢復(fù)措施及CK處理之間POC含量無顯著差異（P＞0.05）。10～20 cm土層，POC含量以CK處理最高，為1.45 g·kg—1，顯著高于QR處理的0.74 g·kg—1（P＜0.05）。20～40 cm土層，土壤POC含量表現(xiàn)為CK處理＞F處理＞QR處理＞SR處理，變化范圍分別為0.81～1.92 g·kg—1和0.66～2.31 g·kg—1；其中，20～30 cm土層，CK處理和F處理POC含量均顯著高于QR處理和SR處理，30～40 cm土層，CK處理和F處理POC含量顯著高于SR處理（P＜0.05）。從剖面變化看，CK處理和F處理隨土層的加深POC含量總體呈增加的趨勢，SR處理和QR處理隨土層的加深POC含量無明顯變化規(guī)律。

圖1 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤活性有機碳含量Fig.1 Soil active organic carbon content of desert steppes under different restoration measurements

0～10 cm土層，ROC含量以QR處理和SR處理較高，分別為0.53和0.51 g·kg—1，顯著高于CK處理（P＜0.05）。10～20 cm土層，ROC含量以QR處理最高，為0.59 g·kg—1，顯著高于CK處理（P＜0.05）。20～30 cm土層，ROC含量以QR處理最高，為0.99 g·kg—1，顯著高于其他各處理，此外SR處理和CK處理顯著高于F處理（P＜0.05）。30～40 cm土層，不同恢復(fù)措施及CK處理之間土壤ROC含量差異不顯著?？傮w看，各處理20～40cm土層ROC含量較0～20 cm淺層土壤高。

在0～10 cm土層中，F(xiàn)處理土壤MBC含量為481.80 mg·kg—1，顯著高于SR處理和CK處理（P＜0.05），CK處理、SR處理和QR處理之間差異不顯著（P＞0.05）。10～40 cm各土層，不同恢復(fù)措施及CK處理之間MBC含量差異不顯著（P＞0.05），其中，10～20 cm和20～30 cm土層以F處理較高，分別為448.80和386.00 mg·kg—1；30～40 cm土層以SR處理最高。從垂直分布看，F(xiàn)處理和CK處理土壤MBC含量隨土層的加深整體呈下降趨勢，SR處理和QR處理土壤MBC含量隨土層的加深無明顯變化規(guī)律。

2.2.2不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤氮組分含量的變化 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤氮組分含量的變化如圖2所示，0～40 cm各土層土壤NH4+-N含量均以CK處理最高，分別為15.67、13.03、12.53和11.83 mg·kg—1。0～10 cm土層，CK處理NH4+-N含量顯著高于各恢復(fù)措施，SR處理和QR處理顯著高于F處理（P＜0.05）。10～20 cm土層，CK處理NH4+-N含量顯著高于QR處理和F處理（P＜0.05）。20～30 cm土層，CK處理NH4+-N含量顯著高于SR處理和F處理（P＜0.05），F(xiàn)處理NH4+-N含量最低，顯著低于QR處理（P＜0.05）。30～40 cm土層，不同恢復(fù)措施及CK處理之間NH4+-N含量無顯著差異（P＞0.05）。

圖2 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤氮組分含量Fig.2 Soil nitrogen components content of desert steppes under different restoration measurements

0～10 cm和10～20 cm土層，NO3—-N含量均以CK處理最高，分別為4.50和5.31 mg·kg—1，顯著高于其他各恢復(fù)措施（P＜0.05）；其中，0～10 cm土層，不同恢復(fù)措施草地之間NO3—-N含量差異不顯著（P＞0.05），10～20 cm土層，QR處理草地NO3—-N含量為3.51 mg·kg—1，顯著高于SR處理和F處理（P＜0.05）。20～30 cm和30～40 cm土層，不同恢復(fù)措施及CK處理之間土壤NO3—-N含量無顯著差異（P＞0.05）。

0～40 cm各土層土壤MBN含量均以QR處理最高，變化范圍為62.82～73.20 mg·kg—1。其中，0～10 cm和10～20 cm土層，不同恢復(fù)措施草地及CK處理之間無顯著差異（P＞0.05）；20～30 cm土層，土壤MBN含量變化為QR處理＞F處理＞SR處理＞CK處理（P＜0.05）；30～40 cm土層，QR處理土壤MBN含量為64.49 mg·kg—1，顯著高于CK處理（P＜0.05）。

隨土層加深，各處理土壤NH4+-N、NO3—-N和MBN含量的剖面變化均無明顯規(guī)律。

2.3 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤碳氮組分占有機碳及全氮的比例

不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤碳、氮組分占SOC及TN的比例見表3?？梢钥闯?，土壤POC/SOC以F處理最高，為38.65%，顯著高于其他各處理（P＜0.05），QR處理最低，為12.54%。土壤ROC/SOC以F處理和SR處理較高，顯著高于QR處理和CK處理（P＜0.05）。土壤MBC/SOC變化范圍為0.51%～1.14%，以F處理最高，顯著高于CK處理和其他恢復(fù)措施（P＜0.05）。

表3 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤碳氮組分占總有機碳及全氮的比例Table 3 Proportion of soil carbon and nitrogen components in total organic carbon and total nitrogen of desert steppes under different restoration measurements（%）

土壤NH4+-N/TN和NO3—-N/TN均以CK處理最高，分別為11.23%和3.65%，顯著高于不同恢復(fù)措施（P＜0.05）；MBN/TN以F處理最高，為48.08%，顯著高于SR處理和QR處理（P＜0.05）。

2.4 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤碳氮及其組分的關(guān)系

不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤水穩(wěn)性團聚體及土壤碳、氮組分含量相關(guān)關(guān)系見圖3?？梢钥闯觯寥繱OC分別與TN、ROC、WR0.25，ROC分別與TN、WR0.25，NH4+-N與NO3—-N之間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；土壤TN與WR0.25之間呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；MBC分別與SOC、ROC之間呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）。

圖3 不同恢復(fù)措施荒漠草原土壤水穩(wěn)性團聚體及碳氮組分的相關(guān)性Fig.3 Correlations between WR 0.25，carbon and nitrogen components of desert steppes under different restoration measurements

3 討論

3.1 不同恢復(fù)措施對荒漠草原土壤有機碳和全氮的影響

土壤SOC含量是植物凋落物沉積體、根系分泌物及地下生物量等碳輸入過程與土壤異養(yǎng)呼吸等碳損失過程之間動態(tài)平衡的結(jié)果［27］。氮是所有生命體必不可少的營養(yǎng)元素［28］。在未受干擾的生態(tài)系統(tǒng)中，營養(yǎng)元素的釋放和積累接近平衡［27］，而土地利用方式的改變導(dǎo)致地表覆被變化，土壤受到一定程度的擾動，引起養(yǎng)分富集、流失和再分配的差異，進而影響土壤養(yǎng)分含量及其剖面分布特征［29］。退化荒漠草原實施禁牧封育及翻耕+補播措施后，QR處理0～30 cm各土層土壤SOC和0～20 cm土層土壤TN含量較CK處理顯著增加，這可能是由于淺翻耕對土壤的機械作用改善了淺層土壤的結(jié)構(gòu)和通氣狀況，微生物群落構(gòu)成向著有利于土壤碳氮積累的方向轉(zhuǎn)變，加之植物凋落物、根系等與土壤微生物的接觸面增大，促進了外源輸入物質(zhì)的轉(zhuǎn)化，致使草地土壤碳氮含量增加［30］；此外，草地補播優(yōu)化了植物群落結(jié)構(gòu)，植被蓋度及地上、地下生物量等的增加為土壤微生物的活動提供了有效底物，改變了淺層土壤養(yǎng)分的循環(huán)及周轉(zhuǎn)［31］。退化荒漠草原實施SR處理后，30～40 cm土層TN含量顯著增加。草地實施耕作措施后，可有效打破犁底層，擴大土壤通透性，改善土壤微環(huán)境，增加土壤氮素的輸入［16］。深翻耕措施對土壤孔隙度和通透性的改變更為強烈，淋溶作用增強，使氮素向下遷移［32］，因而SR處理草地深層土壤TN含量較高。以往的研究也表明，退化草地實施翻耕補播后，土壤物理性質(zhì)明顯改善，土壤SOC和TN含量均有所增加［33—34］。隨土層的加深，土壤SOC和TN含量總體呈增加趨勢，可能是由于荒漠草原生境較為嚴(yán)酷，植被稀疏，凋落物對表土有機碳輸入的貢獻較小，加之風(fēng)蝕作用，導(dǎo)致淺層土壤碳氮等養(yǎng)分損失［17］。

3.2 不同恢復(fù)措施對荒漠草原土壤碳氮組分的影響

退化荒漠草原實施翻耕+補播措施后0～40 cm土層土壤ROC、ROC/SOC及MBN較CK處理總體均有一定程度增加，POC、MBC、NH4+-N和NO3—-N含量較CK處理則總體降低。土壤ROC是土壤有機碳中周轉(zhuǎn)最快的組分，它是土壤養(yǎng)分的潛在來源和土壤微生物活動的重要能源，也是土壤有機質(zhì)動態(tài)變化的敏感性指標(biāo)［35］。ROC與SOC相關(guān)性達(dá)到極顯著水平，表明ROC在一定程度上可指示SOC的累積程度。QR措施對地表的擾動及植被蓋度、生物量等的增加，使得土壤微生物群落結(jié)構(gòu)改善、活性增強，加之外源有機物輸入的增加，加速了草地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)，致使ROC、MBN含量升高。與CK處理相比，F(xiàn)處理0～10 cm土層土壤MBC含量顯著增加。伴隨著荒漠草原的自然恢復(fù)，F(xiàn)處理植被蓋度和生物量分別約為CK處理的1.41和1.67倍，植物生物量的增加促進了表層土壤微生物的增殖和SOC的轉(zhuǎn)化［36—37］。F處理POC/SOC、ROC/SOC、MBC/SOC和MBN/TN均為最高，表明在土壤不受任何擾動的條件下，為滿足退化草地生態(tài)系統(tǒng)自然恢復(fù)過程中植物生長對養(yǎng)分的需求，F(xiàn)處理土壤碳氮周轉(zhuǎn)速度加快，活性組分占SOC、TN的比例上升。以往的研究也表明，短期圍封不能顯著增加土壤SOC含量，但MBC含量增加顯著，隨圍封年限的延長，土壤SOC含量顯著上升［38—39］。退化草地實施SR、QR措施后，土壤POC含量降低，這可能是由于耕作導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)疏松，降低團聚體對SOC的保護作用，使土壤POC的分解加速［40—42］。土壤中NH4+-N和NO3—-N主要來源于土壤微生物的礦化作用，受土壤微生物種類、土壤環(huán)境及人類活動的影響［43］，退化荒漠草原實施不同恢復(fù)措施后，植被發(fā)生正向演替，植物生長對有效養(yǎng)分的需求增加，加之耕作措施對土壤通氣狀況的改善，可能增加了NO3—-N的淋溶作用，因此土壤NH4+-N、NO3—-N含量及其占TN的比率較CK處理草地有所降低，尤其是0～20 cm淺層土壤［44］。

4 結(jié)論

退化荒漠草原實施不同恢復(fù)措施后，淺翻耕+補播草地0～30 cm各土層SOC含量、0～20 cm土層TN含量較其他恢復(fù)措施及放牧草地顯著增加。

與放牧草地相比，淺翻耕+補播草地0～30 cm土層ROC含量和20～40 cm土層MBN含量顯著增加，POC、MBC、NH4+-N和NO3—-N含量則較放牧草地有不同程度下降。

翻耕+補播能提高土壤碳氮穩(wěn)定性，除ROC/SOC外，翻耕+補播草地其他碳氮組分占SOC、TN的比例較放牧草地均有所降低；ROC與SOC含量呈極顯著正相關(guān)，可作為指示荒漠草原土壤SOC變化的有效指標(biāo)。

綜上，在本研究所做處理中，淺翻耕+補播草地土壤SOC及TN含量較放牧草地顯著增加，是寧夏荒漠草原區(qū)退化草地恢復(fù)較為有效的措施，但不同措施對退化荒漠草原恢復(fù)的長期效應(yīng)還需進一步監(jiān)測和驗證。