少花蒺藜草對科爾沁沙地土壤氮轉化效應的研究

王然，張婷，宋振，張瑞海，付衛東，張國良

中國農業科學院農業環境與可持續發展研究所，北京 100081

外來入侵植物入侵后，會對當地生態系統的完整性和生物多樣性造成嚴重威脅，同時破壞原始生態系統的養分循環。（Crook，2002；Castro-Díez et al.，2014）氮是陸地生態系統限制生長的關鍵養分因子，影響著生態系統的生態過程。土壤氮礦化是土壤有機氮在微生物的作用下轉化為無機態氮的過程（Abera et al.，2012），是陸地生態系統氮循環的關鍵過程，很大程度上決定了陸地生態系統初級生產力（陳靜等，2016）。有研究表明，外來入侵植物通過引起當地土壤氮庫轉變（Fei et al.，2014），改變各種形態氮素的分配和周轉（Laungani et al.，2009）來影響土壤氮循環（Piper et al.，2015）。如：加拿大一枝黃花（Solidago canadensis）入侵后土壤總氮庫增大，而銨態氮庫和硝態氮庫減小（陸建忠等，2005）；紫莖澤蘭（Eupatorium adenophora）入侵使土壤中總氮、硝態氮、銨態氮含量均顯著增加（于興軍等，2005；牛紅榜等，2007）；火炬樹（Rhus typhina）入侵黑松幼林增加了土壤硝態氮，降低了土壤銨態氮，而對全氮沒有影響（黃喬喬等，2013）；黃頂菊（Flaveria bidentis）入侵對土壤氮素養分的影響在不同地區間差異較大（李博等，2006；趙曉紅等，2015）。

科爾沁沙質草地位于中國北方半干旱農牧交錯帶，荒漠化嚴重（李玉霖等，2013），植被退化和生物多樣性喪失嚴重（蔣德明等，2002），極易受外界干擾（陳靜等，2016）。持續的全球環境變化影響著氮沉降率（Hejda et al.，2017），同時由大氣氮沉降等方式引起的外源氮增加和氮素形式的變化，會影響輸入陸生態系統的氮素質量和數量進而影響氮礦化作用（Gao et al.，2013；Hobbie，2008）。因此，研究外源氮對土壤氮礦化作用的影響非常必要。

少花蒺藜草（Censhrus Spinfex）為20世紀80年代入侵科爾沁沙質草地的一年生惡性雜草，具有極強的耐旱、耐貧瘠等特性，可在短時間內形成單一優勢群落。目前關于少花蒺藜草的研究主要集中其傳播與危害（杜廣明等，1995；張衍雷，2015）、生物學特性（徐軍等，2012；田迅等，2015；周立業等，2014）防治技術（王坤芳等，2013；付衛東等，2018）等方面，對少花蒺藜草入侵的機制研究較少。此前已有研究表明少花蒺藜草入侵后改變了本地土壤氮庫的結構（張婷等，2017），但對于土壤氮礦化的影響尚未見報道。因此，本研究以少花蒺藜草為研究對象，通過室內培養試驗，分析少花蒺藜草與添加外源氮對科爾沁沙質草地土壤氮礦化的影響及其交互作用，為揭示少花蒺藜草入侵生態學機制提供理論基礎。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于科爾沁沙地南緣的遼寧省彰武縣阿爾鄉白音花農場，海拔230—250 m。屬溫帶季風性氣候，年均溫5.7 ℃，有效積溫2800—3200 ℃，平均無霜期154 d。年降水量450—550 mm，多集中在 7—8月，年均蒸發量 1570 mm，年均濕度60%—65%（張衍雷等，2015）。土壤類型為風沙土，表土有機質含量1%—1.5%，保水保肥能力差。該區域少花蒺藜草危害嚴重，伴生植物主要為鵝觀草（Roegneria kamoji）、綠珠藜（Chenopodium acuminatum）、馬唐（Digitaria sanguinalis）等。

1.2 試驗設計與樣品采集

在研究區內選擇3種類型樣地：（1）裸地：樣地內無植被生長；（2）鵝觀草樣地：樣地內僅生長本地植物鵝觀草，無人為干擾，長期生長，覆蓋度為40%—70%，無少花蒺藜草；（3）少花蒺藜草入侵樣地：樣地內生長著少花蒺藜草，入侵時間5年以上，覆蓋度為70%—100%。各樣地相距200—300 m，除植被外，土壤其他條件基本一致。

分別于6月18日、7月23日、8月30日、9月30日及11月2日在各樣地內采集供試土壤，在每個樣地內按照五點取樣法選取5個1 m×1 m的樣方，樣方間距5 m以上。在每個樣方內，采用四分法取0—20 cm土層風干土樣，混勻過2 mm篩備用。收割地上部分植株，并收集凋落物作為植物樣品，帶回實驗室備用。

1.3 土壤氮礦化作用測定方法

土壤氮礦化作用測定采用室內培養法（Zhang et al.，2016）。稱取過篩后的風干土樣30 g，置于250 mL塑料廣口瓶中，去離子水調節土壤含水量至20%（質量含水量），用聚乙烯膜包扎瓶口，并在膜上扎 2個小孔，置于 25 ℃培養箱中預培養7 d。預培養后，分成3組：分別添加N 50 mg·kg-1（以烘干土壤計）硫酸銨、硝酸鈉溶液，以及等重去離子水（CK）。3組土壤濕度均調整至土壤持水能力的40%。所有培養瓶再次密封，25 ℃黑暗培養14 d。通過稱重確定土壤水分變化情況，以去離子水補充土壤水分。在培養的0 d和14 d，加2 mol·L-1KCL溶液75 mL，于溫度為25 ℃的恒溫振蕩機內震蕩 1 h，濾液用連續流動分析儀（Auto Analyzer 3 System，SEAL Analytical GmbH公司，英國）測定土壤中硝態氮和銨態氮濃度。

1.4 數據處理

采用Excel 2010和SPSS 19.0軟件對數據進行統計分析。驗證正態分布后，以添加氮素形式和植被類型作為處理因子進行雙因素方差分析，并對所有指標進行單因素方差分析（One-way ANOVA），采用LSD和Tukey法進行多重比較（α=0.05）。用Origin 9.0軟件作圖。圖表中數據為平均值±標準誤。

土壤氮素轉化速率計算式：

這幾種速率所用的單位為 mg·kg-1·d-1。公式中，N0和Nt是培養初始和培養t天后的硝態氮濃度，M0和Mt是培養初始和培養后t天的銨態氮濃度。

2 結果與分析

2.1 少花蒺藜草入侵及外源氮對土壤凈氮硝化速率的影響

由圖1可以看出，在不添加氮素土樣中，凈氮硝化速率差異顯著，均值大小順序為裸地 (0.28 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (-0.30 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (-0.44 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈硝化速率范圍為入侵地 0.78—0.31 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地-0.60— -0.34 mg·kg-1·d-1，裸地-0.08—0.84 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈硝化速率在6—7月顯著增加，10月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈硝化速率在6月顯著增加，在7—10月均顯著降低。

添加銨態氮顯著增加了 3組處理的凈硝化速率，增加了21—38倍。均值大小順序為裸地(11.05 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (9.10 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (8.66 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈硝化速率范圍為入侵地 5.25—11.71 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地 8.05—10.07 mg·kg-1·d-1，裸地 10.29—12.24 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈硝化速率在6—7月顯著增加，8—10月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈硝化速率在7月顯著增加，在8—10月均顯著降低。

圖1 不同植被類型與氮素處理的凈硝化速率的月變化Fig.1 Net nitrification rate in different vegetation types and nitrogen treatments at different periods

添加硝態氮顯著降低了這3組處理的凈硝化速率，降低了7—12倍。均值大小順序為裸地 (-3.00 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (-3.93 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (-3.98 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈硝化速率范圍為入侵地-4.43— -3.38 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地-4.26— -3.71 mg·kg-1·d-1，裸地-3.39—-2.47 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈硝化速率在6月顯著增加，8—9月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈硝化速率7—10月均顯著降低。

由表1可以看出，少花蒺藜草入侵與外源氮添加均對土壤凈氮硝化速率有顯著影響，且這兩個因素的交互效應顯著。其中，與凈硝化速率的關聯性（R2）的大小次序為，添加外源氮處理＞外來植物入侵＞交互效應。

2.2 少花蒺藜草入侵與外源氮對土壤凈氮氨化速率的影響

由圖2可得，在不添加氮素土樣中，凈氮氨化速率差異顯著，均值大小順序為入侵地 (0.73 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (0.57 mg·kg-1·d-1)＞裸地(-0.59 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈硝化速率范圍為入侵地-0.12—1.65 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地0.01—0.86 mg·kg-1·d-1，裸地-2.56—0.20 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈氨化速率在 6月顯著降低，8—10月顯著增加。與裸地相比，入侵地凈氨化速率在7—10月顯著增加）。

表1 凈氮硝化速率的主體效應檢驗Table 1 Inter-subjective test of net nitrification rate

圖2 不同植被類型與氮素處理見間的凈氮氨化速率比較Fig.2 Net amination rate in different vegetation types and nitrogen treatments at different periods

添加銨態氮顯著降低了這 3組處理的凈氨化速率，降低了9—12倍。均值大小順序為入侵地 (-6.03 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (-6.14 mg·kg-1·d-1)＞裸地(-7.67 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈氨化速率范圍為入侵地-8.28— -3.31 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地-7.18 — -5.31 mg·kg-1·d-1， 裸 地-8.66 — -6.97 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈氨化速率在6—7月顯著降低，8月顯著增加。與裸地相比，入侵地凈氨化速率在8—9月顯著增加）。

添加硝態氮顯著增加了這3組處理的凈氨化速率，增加了 4—5倍。均值大小順序為鵝觀草樣地(4.90 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (4.60 mg·kg-1·d-1)＞裸地(3.94 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈氨化速率范圍為入侵地 3.47—5.31 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地4.67—5.14 mg·kg-1·d-1，裸地 3.59—4.29 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈氨化速率在6月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈氨化速率在6月顯著降低），在8—10月顯著增加。

由表2可以看出，少花蒺藜草入侵與外源氮添加均對土壤凈氮氨化速率有顯著影響，且這兩個因素的交互效應顯著。其中，與凈氨化速率的關聯性（R2）的大小次序為，添加外源氮處理＞外來植物入侵＞交互效應。

2.3 少花蒺藜草入侵與外源氮對土壤凈氮礦化速率的影響

由圖3可得，在不添加氮素土樣中，凈礦化速率差異顯著，均值大小順序為入侵地 (0.43 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (0.13 mg·kg-1·d-1)＞裸地(-0.31 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈礦化速率范圍為入侵地-0.44—1.14 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地-0.43 — 0.49 mg·kg-1·d-1， 裸 地 -1.72 — 0.12 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈礦化速率在6月顯著降低，在7—9月顯著增加。與裸地相比，入侵地凈礦化速率在6—10月均顯著增加。

表2 凈氮氨化速率的主體效應檢驗Table 2 Inter-subjective test of net amination rate

添加銨態氮顯著增加了這3組處理的凈礦化速率，增加了5—22倍。均值大小順序為裸地 (3.38 mg·kg-1·d-1)＞鵝觀草樣地 (2.95 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (2.63 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈礦化速率范圍為入侵地 0.74—3.94 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地 1.56—3.94 mg·kg-1·d-1，裸地 1.88—5.27 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈礦化速率在6月顯著增加，在8—10月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈礦化速率在10月顯著降低。

添加硝態氮也顯著增加了這3組處理的氮礦化速率，增加了0.4—6倍。均值大小順序為鵝觀草樣地(0.97 mg·kg-1·d-1)＞裸地 (0.93 mg·kg-1·d-1)＞入侵地 (0.62 mg·kg-1·d-1)。在 6—10 月，土樣凈氮礦化速率范圍為入侵地 0.08—0.94 mg·kg-1·d-1，鵝觀草樣地 0.62—1.43 mg·kg-1·d-1，裸地 0.42—1.13 mg·kg-1·d-1。與鵝觀草樣地相比，入侵地凈礦化速率在6月和8—10月顯著降低。與裸地相比，入侵地凈礦化速率在6—8月和10月顯著降低，在9月顯著增加。

由表3可以看出，少花蒺藜草入侵與外源氮添加均對土壤凈氮礦化速率有顯著影響，且這兩個因素的交互效應顯著。其中，與凈礦化速率的關聯性（R2）的大小次序為，添加外源氮處理＞交互效應＞外來植物入侵。

3 討論

圖3 不同植被類型與氮素處理見間的凈氮礦化速率比較Fig.3 Net mineralization rate in different vegetation types and nitrogen treatments at different periods

表3 凈氮礦化速率的主體效應檢驗Table 3 Inter-subjective test of net mineralization rate

入侵生態學機制的重要內容之一就是入侵植物對氮循環的影響。大量研究表明，外來入侵植物影響入侵地生態系統氮循環的方式之一就是改變土壤氮素環境（Castro-Díez et al.，2014）。本研究選取裸地及本土植物鵝觀草樣地作為對照，研究少花蒺藜草入侵與外源氮對土壤氮轉化速率的影響，以期從土壤氮轉化速率的角度探討少花蒺藜草的入侵機制。

植物與土壤間的相互關系是影響植物擴張強度的重要因素（劉小文等，2016），有研究表明，外來入侵植物通過改變土壤氮素環境、物理化學性質直接或間接改變土壤氮礦化速率、硝化速率和氨化速率（Piper et al.，2015；Zhang et al.，2016），如互花米草入侵中國鹽沼濕地顯著增加了土壤氮礦化速率（Zhang et al.，2016）等。類似地，在本研究中少花蒺藜草入侵增加了沙質草地土壤氮素礦化速率，并在這一生長季中均差異顯著。分蘗期前后，入侵地銨態氮含量分別呈現出較少和較多兩種表現，這與分蘗期前后入侵地硝化速率分別呈現出較高和較低兩種表現恰好對應。同時，分蘗期前后入侵地氨化速率分別呈現出較低和較高兩種表現，這可能是由于植物的氮素利用形式不用導致的，即旱地植物在幼苗期偏好銨態氮，而在主要生育期則主要吸收硝態氮（Christensen，1985），但少花蒺藜草始終偏好于吸收銨態氮。凈硝化速率出現負值，可能是由于原料NH4+-N或產物NO3--N被植物或微生物吸收利用；氨化速率出現負值，可能是由于氨化作用產生的NH4+-N被植物或微生物吸收利用，或被硝化細菌硝化為 NO3--N（李銘等，2012）。土壤養分狀況關系到植物生長和微生物活動等，土壤氮素轉化率取決于土壤中生物活性的高低，最終歸因于土壤中有機質和全氮含量等的多少（Sánchez et al.，1997）。后續試驗可以通過對土壤養分狀態的研究，結合氮轉化效率和速率，解釋少花蒺藜草對入侵地氮轉化的機制。

添加外源氮對土壤氮轉化速率的影響比較復雜。于占源等（2007）發現施用尿素顯著增加了科爾沁沙質草地土壤凈氮礦化速率與硝化速率。外源氮輸入增強了土壤氮轉化作用，且促進了中國東北部地區沼澤濕地土壤N2O排放（Zhang et al.，2007）。但Entry（2000）曾報道添加銨態氮或硝態氮會顯著降低森林濕地土壤中有機質降解和氮礦化速率。本研究發現，少花蒺藜草入侵對氮轉化速率的影響表現為：添加NH4+-N或NO3--N對整體的氮轉化速率水平有影響，但不改變三樣地間硝化和氨化速率的大小關系。與凈硝化速率及凈氨化速率的關聯性大小順序為：添加外源氮處理＞少花蒺藜草入侵＞交互效應。與凈礦化速率的關聯性大小順序為：添加外源氮處理＞交互效應＞少華蒺藜草入侵。添加外源氮更有利于裸地及本地植物鵝觀草樣地的氮礦化作用。Laungani et al.（2009）指出，外來植物在氮限制環境中成功入侵的生態策略，是通過提高土壤氮庫周轉或降低植物氮庫周轉，進而實現對生態系統氮庫周轉產生影響。本實驗僅證明了少花蒺藜草加速了入侵地氮庫的周轉，但其自身氮庫如何變化尚待深入研究。科爾沁沙質草地土壤氮的有效性較低，施氮肥可明顯提高土壤供氮能力（于占源等，2007）。與少花蒺藜草入侵地相比，添加外源氮更有利于裸地及本地植物鵝觀草樣地的氮礦化作用。這表明，少花蒺藜草在氮素含量較低的環境中更能表現出入侵者的優越性，但其究竟是通過何種途徑來影響入侵地的氮素變化，有待進一步研究。

4 結論

本實驗通過對少花蒺藜草入侵地、鵝觀草樣地和裸地添加外源氮素來研究3種土壤氮轉化率的變化，結果發現：

（1）少花蒺藜草入侵地相對于鵝觀草樣地和裸地土壤氮凈礦化速率更高，以少花蒺藜草分蘗期為節點，土壤氮硝化速率和氮氨化速率呈相反趨勢變化：分蘗期前，土壤氮硝化速率增加，分蘗期后，土壤氮氨化速率增加。

（2）添加NH4+-N或NO3--N顯著影響了3個樣地間土壤氮硝化速率和氮氨化速率，但并未改變三者的大小關系；添加外源氮素后鵝觀草樣地和裸地的氮礦化水平比少花蒺藜草入侵地有了顯著的提高。

綜上表明少花蒺藜草在氮素含量低的沙質環境中有較好的適應性，這在一定程度上為少花蒺藜草的入侵生態學機制奠定了理論基礎。