藏北高寒草原土壤氮轉化對短期增溫的響應

德吉央宗

（西藏自治區環境監測中心站生態監測與研究中心，西藏 拉薩850000）

1 引言

一直以來，土壤中的氮被認為是最易耗竭和限制植物生長的營養元素之一，尤其是在高寒生態系統，由于低溫的限制，土壤中N礦化作用十分緩慢，成為許多地區植物生長最重要的限制性因子［1］。土壤氮轉化的動態過程包括含氮有機質的礦化過程、硝化－反硝化過程、腐殖質的形成過程、植物和微生物對有效態氮的吸收固定作用以及粘土礦物對NH＋4吸收固定等。氮礦化速率決定土壤中用于植物生長的氮素的可利用性，直接影響生態系統的生產力［2］。土壤硝化－反硝化過程產生的N2O、NO等氣體，是土壤中所排放溫室氣體的重要組成部分［3］，尤其是N2O在大氣中的壽命長達166±16年，是等摩爾濃度的CO2增溫潛勢的200～300倍，對全球氣候變化有著重要的影響［4］。因此，土壤氮素的轉化在植物生長和全球變化中均占據重要作用。

目前，草地生態系統土壤氮轉化對溫度變化響應的研究主要是在實驗室中進行，通過設定不同的溫度，不同的時長培養從野外帶回的土壤，測定土壤氮礦化、硝化等過程的變化。例如Cookson等［5］分別用25℃和5℃的條件培養蘇格蘭阿伯丁草地生態系統的土壤，發現在25℃條件下培養土壤的總礦化和硝化速率遠高于在5℃條件下培養的土壤。Wang等［6］對中國內蒙古草地土壤的研究表明，在低溫時（－10℃、0℃、5℃）土壤凈氮礦化和硝化差異不大，但當溫度超過5℃時，隨著培養溫度的升高土壤凈N礦化和硝化呈迅速增加的趨勢。Maag和Vinther［7］對6種類型的土壤進行培養，發現由硝化作用產生的N2O隨著溫度升高呈下降趨勢，而反硝化產生的N2O則隨著溫度的增加而增加。這些通過室內培養的實驗能否真正的反映生態系統在野外的真實情況，還存在很大的爭議。然而，目前通過野外控制試驗研究草地土壤氮轉化對溫度變化響應的報道還不多。

青藏高原的草地面積約占總面積的60%，是歐亞大陸最大的草地單元，具有輻射強、年均溫低、晝夜溫差大、雨熱同期、降雨主要集中在短暫的生長季、降雨變輻大等顯著特征［8］。其中，由耐寒的多年生典型旱生草本植物所構成的高寒草原是分布最廣、面積最大的一個草地類型，它不僅是亞洲中部高寒環境中典型的生態系統之一，而且在世界高寒地區也極具代表性［9］。過去幾十年青藏高原的氣候發生了很大的變化，氣溫和降水量總體呈上升的趨勢。由于高海拔地區對氣候的變化更為敏感，這些氣候的波動會對青藏高原生態系統產生強烈的影響，導致高原生態系統的格局、過程與功能發生改變［10］。本研究測定模擬增溫條件下藏北半干旱高寒草原生態系統土壤總硝化、反硝化速率及氮轉化相關微生物變化動態，以期為揭示藏北高寒草原土壤氮轉化與全球氣候變化關系，同時也為保護高寒草原生態系統的穩定結構，合理進行生態系統管理提供科學依據。

2 材料和方法

2.1 研究區概況

研究區位于藏北申扎縣的中科院申扎高寒草原與濕地觀測試驗站（30°57′N，88°42′E，4675ma.s.l）觀測樣地，屬于寒冷半干旱高原季風氣候區域。根據距離試驗站2km的申扎縣氣象局近30年的氣象觀測資料，區域年平均溫度為0℃，1月平均氣溫為－10.1℃，7月平均氣溫為9.6℃，無絕對無霜期，到達地面的太陽直接輻射的年度周期為2916h，年均降水量300mm，降水主要集中在5～9月。研究區域自然環境惡劣，土壤十分貧瘠。土壤容重為1.76g/cm3，pH值為8.78，土壤有機碳、總氮、總磷、總鉀含量為分別為11.12、1.03、0.52、31.22g/kg，土壤顆粒組成中0.25～0.05mm 和0.5～0.25mm顆粒占優勢（Xuyang Lu Plos）。研究區高寒草原植被蓋度小于20%，優勢種為青藏高原典型的物種紫花針茅和青藏苔草，伴生種主要為火絨草、景天、茵陳蒿等。

2.2 實驗設計

在申扎站的試驗用地中選取地勢平坦，植被分布相對均一的高寒草原草地作為試驗樣地，在試驗樣地內隨機布設增溫樣方和對照樣方各3個。增溫試驗采用國際凍原計劃（International Tundra Experiment，ITEX）普遍采用的一種被動增溫法——開頂式生長室（Open－top chamber，OTC）完成，使用美國產玻璃纖維制作OTC。在每個OTC周圍設置對照樣方，每個OTC之間的距離設置在20m以上，保證互不干擾。開頂式生長室為圓錐體結構，底面積和頂面積分別為2.60m2和0.94m2，由于藏北申扎地區春季風沙較大，OTC的高度設為1.60m。開頂式生長室于2010年10月安裝完成，于2011年開始觀測。

為了觀測開頂式氣室設置后模擬增溫樣方和對照樣方的環境因子，設置自動氣候記錄系統觀測OTC內外的小氣候特征。在OTC內外中心距離地面35cm處安裝空氣溫濕度傳感器（Humidty/Temp，Decagon，Washington DC，USA）監測 OTC空氣溫濕度；同時設置土壤溫濕度傳感器（5TM，Decagon，Washington DC，USA）自動監測10cm自動監測土壤溫濕度特征。氣候因子監測從2011年5月開始，每60min采集一次數據，所有采集的數據自動存儲到數據采集器（EM50，Decagon，Washington，DC，USA）中。

2.3 取樣和測定

在2011年8月底在對照樣方和增溫樣方取土壤樣品。取樣分為兩部分，第一部分在每個樣方取7個環刀樣（直徑5.6cm，高4.1cm）用于測定土壤總硝化和反硝化速率；第二部分在每個樣品取土壤鮮樣1kg左右，用于測定相關微生物數量和活性。所有的樣品置于便攜式冷藏箱中迅速帶回實驗室，于4℃冰箱中保存，在10d內對開始對樣品進行分析測定。

土壤總硝化和反硝化速率采用氣壓分離技術（Barometric Process Separation，BaPS）進行測定，BaPS儀器由德國UMS GmbH公司生產。主要工作原理是建立一個等溫、密閉的土壤系統，在這個系統中，假定只有以下幾個過程跟壓力相關：總硝化作用是凈消耗O2的過程，使氣壓降低；反硝化作用是凈CO2和凈的NxOy（NO、N2O、N2）產生過程，使氣壓上升；土壤呼吸使氣壓不發生變化；CO2溶解于土壤水，使氣壓降低，根據氣壓的平衡反過來最終可以精確得到土壤樣品的總硝化和反硝化速率的瞬時值和一段時間內的平均值。硝化細菌培養采用改良斯蒂芬遜培養基，置28℃恒溫箱培養2d，稀釋法測定；反硝化細菌培養采用組合培養基，置28℃恒溫箱培養2d，稀釋法測定；氨化細菌培養采用牛肉膏蛋白胨瓊脂培養基，30℃恒溫箱培養2d，以平板涂抹法測定。

3 結果與分析

3.1 土壤溫度、濕度變化

從6月3日到9月30日連續觀測OTC內小氣候（圖1）發現，OTC內空氣平均溫度為12.78℃，而OTC外小氣象站記錄的空氣平均溫度為9.04℃，也就是說增穩裝置使OTC內小環境的溫度升高了3.74℃。對比OTC內外的土壤溫度發現，通過增溫裝置的布設，OTC內土壤溫度明顯增加，OTC內平均土壤溫度為17.05℃，比 OTC 外 的 土 壤 平 均 溫 度 （13.59℃）高3.46℃，由此可見，土壤溫度的增幅略低于空氣溫度的增幅。OTC內外的土壤濕度也有較大的差別，OTC外土壤平均濕度為15.86%，而OTC內土壤濕度為12.67%。因此，增溫裝置使土壤的濕度下降了3.19%，分析其原因，是因為OTC的布設使空氣溫度和土壤溫度均升高，從而加速了土壤水分的蒸散發，從而造成土壤水分含量的下降。對比OTC內外的空氣溫度、土壤溫度和土壤濕度的季節變化發現，雖然OTC內外的小氣候條件有所差別，但是其季節變化趨勢基本上保持一致。

圖1 OTC增溫條件下對照和增溫樣方土壤溫度、濕度

3.2 土壤總硝化、反硝化速率變化

硝化作用和反硝化作用是土壤中氮素轉化的兩個重要過程，是當今氮素研究的熱點之一。硝化作用是氨在微生物作用下氧化為硝酸的過程，不僅會產生少量的N2O，而且還影響到許多與氮素損失有關的轉化。

過程的進行；而土壤反硝化作用是指在反硝化細菌的作用下，土壤中的硝酸鹽被還原成氮氣的過程。不同土壤理化性質、不同用地類型、不同管理方式均影響土壤硝化和反硝化作用過程。本研究中增溫對高寒草原土壤總硝化速率影響不大（圖2），高寒草原對照樣方和增溫樣方的總硝化速率分別為0.94和1.03mg/kg·d，增溫后使高寒草原土壤總硝化速率僅增加了10%。溫度的增高明顯促進了高寒草原的反硝化速率，高寒草原對照樣方和增溫樣方的反硝化速率分別為0.59和0.99mg/kg·d，增溫后使高寒草原土壤反硝化速率增加了67%。

3.3 土壤N轉化細菌數量變化

高寒草地土壤中的N轉化細菌如表1所示，高寒草原增溫后土壤中氨化細菌、亞硝化細菌和反硝化細菌數量有所增加，分別比對照樣方高43.16%、58.97%和14.78%，土壤硝化細菌數量有所減少，比對照樣方低36.03%；但統計分析的結果顯示，對照和增溫樣方間的土壤氨化細菌、硝化細菌、亞硝化細菌和反硝化細菌數量之間的差異均未達到顯著水平。

圖2 OTC增溫條件下高寒草原土壤的總硝化和反硝化速率

表1 高寒草原對照樣方、增溫樣方土壤N轉化細菌數量

4 結語

在藏北高寒草原布設增溫裝置開頂式生長室（OTC）后，OTC內土壤溫度明顯增加，比OTC外的土壤平均溫度高3.46℃，而增溫裝置使土壤的濕度下降了3.19%。

增溫對高寒草原土壤總硝化速率影響不大，使高寒草原土壤總硝化速率僅增加了10%；溫度的增高明顯促進了高寒草原的反硝化速率，使高寒草原土壤反硝化速率增加了67%。

高寒草原增溫后土壤中氨化細菌、亞硝化細菌和反硝化細菌數量有所增加，土壤硝化細菌數量有所減少；但在對照樣方和增溫樣方之間的差異并未達到顯著水平。

［1］Song M，Xu X，Hu Q，Tian Y，Ouyang H，Zhou C.Interactions of plant species mediated plant competition for inorganic nitrogen with soil microorganisms in an alpine meadow［J］.Plant and Soil，2007（297）：127～137.

［2］Bhandral R，Saggar S，Bolan N S，Hedley M J.Transformation of nitrogen and nitrous oxide emission from grassland soils as affected by compaction［J］.Soil and Tillage Research，2007（94）：482～492.

［3］Hosen Y，Tsuruta H，Minami K.Effects of the depth of NO and N2O productions in soil on their emission rates to the atmosphere：analysis by a simulation model［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2000（57）：83～98.

［4］Watchendorf C，Lampe C，Taube F，Dittert K.Nitrous oxide emissions and dynamics of soil nitrogen under 15N－labeled cow urine and dung patches on a sandy grassland soil［J］.Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2008（171）：171～180.

［5］Cookson W R，Osman M，Marschner P，Abaye D A，Clark I，Murphy D V，Stockdale E A，Watson C A.Controls on soil nitrogen cycling and microbial community composition across land use and incubation temperature［J］.Soil Biology ＆ Biochemistry，2007（39）：744～756.

［6］Wang C，Wan S，Xing X，Zhang L，Han X.Temperature and soil moisture interactively affected soil net N mineralization in temperate grassland in Northern China［J］.Soil Biology ＆ Biochemistry，2006（38）：1101～1110.

［7］Maag M and Vinther F P.Nitrous oxide emission by nitrification and denitrification in different soil types and at different soil moisture contents and temperatures［J］.Applied Soil Ecology，1996（4）：5～14.

［8］Lin X，Wang S，Ma X，Xu G，Luo C，Li Y，Jiang G，Xie Z.Fluxes of CO2，CH4，and N2O in an alpine meadow affected by yak excreta on the Qinghai－Tibetan plateau during summer grazing periods［J］.Soil Biology ＆ Biochemistry，2009（41）：718～725.

［9］田玉強，高 瓊，張智才，等.青藏高原高寒草地植物光合與土壤呼吸研究進展［J］.生態環境學報，2009，18（2）：711～721.

［10］黃 玫，季勁鈞，彭莉莉.青藏高原1981～2000年植被凈初級生產力對氣候變化的響應［J］.氣候與環境研究，2008，13（5）：608～616.