2015, Vol. 36
2. 江西省水土保持科学研究所, 南昌 330029;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
, PENG Qin1, DONG Yun-she1
, XIAO Sheng-sheng1,2, JIA Jun-qiang1,3, GUO Shu-fang1,3, HE Yun-long1,3, YAN Zhong-qing1,3, WANG Li-qin1,3
2. Jiangxi Institute of Soil and Water Conservation, Nanchang 330029, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
陆地生态系统碳收支及其影响机制是全球气候变化趋势预测以及减缓与适应对策制定的重要科学基础，也是当前全球变化研究的重点和难点[1]. 增强生态系统固碳被认为是目前减缓大气CO2浓度升高最为经济可行且环境友好的方法[2]. 因此，如何在全球变化情景下有效提高生态系统的固碳能力是当前及未来我们必须面对且亟待解决的一个重要科学问题.
气候变化、 CO2浓度升高、 氮沉降以及土地利用变化是目前公认的四大主要碳汇影响机制[3,4]. 在这几个关键影响因子中，氮沉降以及人为氮输入变化对碳循环过程的影响是目前四大碳汇机制研究相对薄弱，同时也是不确定性最大的环节之一[4]. 氮素作为植物体内蛋白质、 核酸、 酶、 叶绿素等的重要组成部分，其变化将会带来许多生命代谢过程的改变[5]. 研究表明：氮素水平的高低对于植物光合速率及相关酶活性[6]，植物呼吸[7]，植物碳同化物质积累总量与分配格局[8]，土壤微生物的组成与结构[9]，土壤呼吸[10]等均有重要影响，进而显著影响生态系统的碳平衡状态. de Vries等[11]综述了欧洲森林和欧石楠荒野生态系统的研究结果后指出，每kg氮的沉降通常会增加5~75 kg的碳吸收能力； Schimel[12]的研究结果也表明，由于氮沉降抑制土壤呼吸作用可使陆地生态系统土壤碳贮量增加约(0.6±0.3)Pg ·a-1，其中，1845年以来氮输入带来的碳吸收累积量为18.5~27.3 Pg，约占同期全球累计“碳失汇”(50~125 Pg)的25%. 因此，明确生态系统碳源汇对大气氮沉降变化的响应与适应对于科学预测与调控陆地生态系统碳源汇功能、 提高全球气候变化应对能力具有重要科学意义.
在中国，草地是分布面积最大的陆地生态系统，约占国土面积的40%左右. 由于长期过度放牧以及风蚀等的影响，草地土壤有效氮素供给存在严重不足，其碳源、 汇对于氮输入的变化较其他生态系统更为敏感[13]. 近几年我国草地陆续开展了较多氮沉降生态环境效应的试验研究，并取得了丰富的研究成果，但相关研究基本上还停留在植物光合生产特性[14]、 土壤呼吸[15,16]、 凋落物分解[17]以及土壤微生物及养分变化等方面[18,19]，针对整个生态系统碳收支开展的研究成果还鲜见报道，不同退化程度草地碳收支对氮沉降变化响应差异的同期对比试验则更为鲜见. 基于此，本研究在我国内蒙古温带典型草原中选取了分布面积较大且退化程度不同、 土壤初始氮水平差异较大的2个羊草群落为研究对象，通过连续两年的野外氮沉降模拟控制试验，分析了植物碳固定、 土壤碳排放以及整个生态系统碳收支对氮沉降变化的响应，定量比较了不同退化程度草地群落碳收支对等量氮输入的响应差异，以期为更准确地评估草地固碳潜力对未来氮沉降变化的定量响应奠定数据基础，为氮沉降变化情景下有效增加草地碳汇提供科学支持. 1 材料与方法 1.1 研究区概况
研究区选择在内蒙古锡林河流域. 锡林河流域位于内蒙古高原东部，锡林郭勒高平原的东部边缘(43°26′~44°39′N，115°32′~117°12′E)，是联合国教科文组织认定的国际生物圈保护区之一，同时也是IGBP(International Geosphere-Biosphere Program)全球变化研究中国东北陆地样带草原部分的核心区域[20]. 流域内从上游到下游依次分布有草甸草原，典型草原以及干草原等多种草地类型，其中，典型草原分布在地势较低的锡林河中、 下游，是本地区分布最为广泛的草原类型，在中国温带草原区乃至整个欧亚大陆草原区均具有典型性与代表性. 典型草原区土壤类型为暗栗钙土或典型栗钙土，气候属温带大陆性草原气候，年降水量350~450 mm，年均气温-0.3~1℃，≥10℃积温1 800~2 000℃. 草原植物约4月底返青，10月初枯黄，生长期约150 d左右[21]. 1.2 试验设计
本试验在典型草原区选取了退化程度不同的两个羊草草原群落作为研究对象建立控制试验小区. 选择的样地A(43°33′3" N，116°40′31"E，海拔1 265 m)为轻度退化草原，建群种为根茎禾草羊草(Leymus chinensis)，优势种为大针茅(Stipa grandis)和冰草(Agropyron michnoi)等密丛禾草，土壤为暗栗钙土，土层深度约100~150 cm，有机层厚度约为20~30 cm. 2008年生长季初，在选定的羊草草原内选取地势平坦，植被群落密度、 盖度和种群结构具有代表性且植被土壤性质较为均一的地块，利用围栏网围封控制试验样地. 样地A共划分为40个试验小区，每个小区面积均为10 m×10 m，两两小区间设有1 m宽的缓冲隔离带，围栏网与中心区域四周各留有5 m的缓冲区. 小区氮添加处理水平的设置主要基于目前的自然氮沉降水平及其至本世纪末的可能变化[22,23]，同时参考国际上同类研究以及国内已有施氮试验[14, 24, 25]. 根据欧洲大气氮沉降的长期监测结果，在过去的一个世纪，大气氮沉降量约增加了5~10倍，因此，在目前国内外许多氮沉降模拟试验中，通常采用短期内高于当前氮沉降水平5~10倍的氮输入剂量来模拟未来氮沉降变化的可能情景[23]. 基于2000年我国北方氮沉降22.6 kg ·(hm2 ·a)-1的平均水平[22]，样地A共设置4个氮添加水平，分别为0 kg ·(hm2 ·a)-1(CK)、 50 kg ·(hm2 ·a)-1(LN)、 100 kg ·(hm2 ·a)-1(MN)、 200 kg ·(hm2 ·a)-1(HN)，每个处理各设10个重复小区，不同处理的设置为完全随机区组设计.
另外，试验还在临近区域选取了与样地A养分背景值相差较大的中度退化羊草草原(样地B)进行同期比较研究. 样地B距样地A直线距离约11 km(43°32′49″N，116°41′19″E，1 250 m)，气候状况与样地A基本相同，建群种也为羊草，但由于长期过度放牧，群落已出现显著的退化特征，植被稀疏，优势种为冰草(Agropyron cristatum)和小叶锦鸡儿(Caragana microphylla)等. 土壤为暗栗钙土，土层深度为100~150 cm，有机层厚度为10~20 cm. 样地B共划分20个10 m × 10 m的试验小区，小区间以及中心区域与网围栏间的缓冲区宽度与样地A的设置相同. 样地B共设置2个氮添加水平处理，分别为0 kg ·(hm2 ·a)-1(CK)与100 kg ·(hm2 ·a)-1(MN)，每个处理水平10个重复. 本研究在样地A的4个处理水平中选择了MN及CK处理与样地B的等氮水平处理进行对比试验. 样地A与样地B的土壤基本理化性状见表 1.
 | 表 1 土壤基本理化性质 1) Table 1 Soil physicochemical characteristics of the two Leymus chinense steppes |
试验自2008年生长季开始，进行了连续4 a的处理与采样. 本文选取了氮处理的第2年与第3年开展了2个不同退化程度羊草群落碳收支对等量氮添加响应差异的对比研究. 在每年当地多雨季节的7月初与8月初(研究表明，温带草原区氮沉降多为脉冲式输入，且多随降雨(雪)、 降雾形式输入[26])将拟添加的氮量均匀施入控制试验小区，每次的氮添加量均为全年拟加氮量的一半. 添加的氮肥为兼有铵态氮与硝态氮的高效复合中性氮肥硝酸铵钙(含氮量为26%)，添加时将需要施入的氮量换算成每个小区所需的硝酸铵钙的量，将硝酸铵钙充分溶于20 L水中，以喷壶于施氮日清晨在草地人工来回喷洒，对照小区不施肥，但喷施等量的水，以尽量减少因外加水分因素导致的小区间羊草生长及土壤特征变化的差异. 1.3 测定方法 1.3.1 植物样品测定
地上生物量及根系样品分别利用收获法与根钻法进行采集. 在每年5~10月，利用收获法在样地A与样地B每个月测定一次生物量，样方面积1 m×1 m，7月与8月各加密1次，即1个月2次，以捕捉年最大地上及地下生物量. 取样时将植物地上部分齐地面刈割，并将活体和立枯分开，同时收集地面凋落物. 地上部植物样品采集后，在原样方内利用根钻(内径9.7 cm)采集根系样品，每个样方9钻，根系样品采集深度为40 cm，分0~20 cm，20~40 cm两层采集，每次每个处理均设置5个重复. 地上植物采集后除去表面黏污物，在105℃下杀青15 min后65℃烘干至恒重(0.01 g)，根系样品采集后放置在60目(0.3 mm孔径)的尼龙根袋中，利用流动水反复揉搓冲洗，并漂洗剔除掉植物的种籽、 虫卵等杂质，区分活根与死根后分别装入纸袋烘干至恒重(80℃下烘48 h). 烘干后的地上植物及根系样品经粉碎、 过筛后，测定其中的有机碳(TOC)与全氮(TN)含量. TOC及TN含量的测定分别采用重铬酸钾-外加热法及凯氏定氮法[27].
根据常规草地生态学研究方法，单位面积草地植物地上年净初级生产力(ANPP)的确定一般采用极大现存量法，也即：将植物最大活体生物量作为植物ANPP； 而植物地下净初级生产力(BNPP)则根据一年内每个采集层次的最大根系生物量与最小根系生物量差值累加获得[28]. 本研究中，根系生物量只采集到40 cm深度，据黄德华等[29]对同一区域多种草地类型根系生物量垂直分布的研究结果表明，植物0~40 cm根系生物量约占整个地下生物量(0~130 cm)的85.9%~86.8%，因此，这里选取86.0%作为0~40 cm根系生物量占全根系生物量的比例，同时假设地下生产力在各深度间的比例与根系生物量的比例相当，那么利用0~40 cm的BNPP即可折算出全根系总的BNPP. 草地植物不同部位固碳量根据ANPP、 BNPP与对应部位的含碳量相乘计算得到. 1.3.2 土壤碳排放测定
2009与2010年生长季，在两个样地利用静态暗箱法采集气体样品. 气体采样频率为5月和10月每个月2次，6月和9月每个月3次，7月和8月氮处理后的3、 7、 11、 18、 25 d加密采样，遇降雨时采样日期顺延. 每次气体采集均在相对一致的时间采样，采样时间多选择在每个采样日的上午09：00~10：00左右，箱内植物地上部分已于采样前一日齐地面剪掉，每个处理3个重复. 每次采气持续时间为21 min，分别采集盖箱后0、 7、 14以及21 min时的气体样品. 每次采样时抽取观测箱内气体约200 mL置于密封气袋中，在实验室内利用Licor6252型红外CO2分析仪测定其中的CO2浓度. 土壤呼吸速率具体计算方法参见文献[30].
由于静态暗箱测定得到的土壤呼吸包含土壤微生物呼吸与根系呼吸两部分，因此，用以计算群落碳收支的土壤微生物呼吸应在测定的土壤呼吸的基础上扣除相应的根系呼吸. 据刘立新等[31]分别利用根系生物量外推法及根去除法对羊草退化草原的研究表明，根系呼吸占整个土壤呼吸的比例在整个生长季的平均值约为38.6%~45.0%. 李凌浩等[32]的研究结果也认为，温带草地根系呼吸量占土壤总呼吸的比例为30%~40%之间是适宜的. 因此，本研究将40%作为根系呼吸占整个土壤呼吸的比例进行计算，即：土壤微生物呼吸利用测定获得的土壤呼吸速率乘以60%得到. 1.3.3 草地群落碳收支的估算
草地群落与大气CO2的净交换(NEE)为植被对大气CO2 的净同化吸收量(TNPP)与土壤微生物呼吸年累积通量(Rm)的差值. 其中，TNPP利用ANPP与BNPP相加得到，Rm则利用土壤微生物呼吸速率随时间的变化曲线与对应时间进行积分求算. NEE的具体计算公式为：
利用Microsoft Excel进行相应的数据计算与图件绘制； 同一样地不同氮处理间生长季平均地上生物量、 根系生物量以及不同处理间土壤微生物呼吸累积通量的差异均采用One-way ANOVA方法利用SPSS 17.0(SPSS Inc.，Chicago，USA)软件包完成. 2 结果和分析 2.1 氮添加对不同退化程度羊草群落植被生物量及NPP的影响
对于轻度退化的样地A，除个别月份外，2 a的氮添加均在一定程度上增加了植物地上生物量(AGB),见图 1. 从整个生长季的平均状况来看，在氮处理第2年(2009年)与第3年(2010年)，MN处理AGB比CK分别约增加21.5%与46.8%，随着施氮的进行，氮添加对植物AGB的促进效应逐渐趋于显著. 而对于中度退化的样地B，2009年氮输入的增加却普遍降低了植物AGB，生长季MN处理AGB比CK降低了19.8%，但2010年氮添加对AGB逐渐呈现出促进效应，MN处理AGB比CK处理增加了17.3%. 虽然2个样地不同年份氮添加对AGB的影响效应有所不同，但对两年数据分别进行统计分析后发现，2个样地MN与CK处理间生长季平均AGB的差异均未达到0.05的显著性水平.
 | 图 1 氮添加对不同群落植物地上生物量的影响及其年际变化
Fig. 1 Effect of N addition on plant aboveground biomass of different steppes and its inter-annual variation
|
从根系生物量(BGB)的对比来看(图 2)，两个群落在试验的第2年与第3年，MN处理平均BGB较CK均有所增加. 对于样地A，施氮第2年与第3年，MN处理较CK分别平均增加8.6%和8.5%，两年的增加幅度大体相当. 而对于样地B,施氮第2年与第3年的增加幅度整个生长季平均为19.9%与13.8%，两年均高于样地A的增加幅度. 但随着氮处理年限的增加，氮输入对BGB的促进作用逐渐有所下降. 与AGB相类似，2个样地不同处理间平均BGB的差异也均未达到0.05的显著性水平.
 | 图 2 氮添加对不同群落植物根系生物量的影响及其年际变化
Fig. 2 Effect of N addition on plant belowground biomass of different steppes and its inter-annual variation
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此外，从年NPP的变化来看(图 3)，2009年氮添加对样地A的ANPP，BNPP及TNPP均有一定的促进作用，其中对BNPP的正效应最为明显. 但随着氮处理的进行，施氮对样地A植物地上部分生长的促进效应逐渐趋于明显，对根系生长的促进效应逐渐减弱. 试验的第3年，氮添加处理ANPP约增加了38.2%，增加效应明显高于第2年，对BNPP的影响则由第2年的正效应变为负效应. 而对于样地B，2009年氮处理降低了植物ANPP，2010年则增加了ANPP，对BNPP与TNPP的影响两年均呈现正效应，但氮添加处理BNPP的增幅由前一年的47.8%降为36.8%.
 | ANPP为植物地上净初级生产力，BNPP为植物地下净初级生产力，TNPP为植物总初级生产力； CK与MN分别指对照及氮添加处理 图 3 氮添加对不同群落植物ANPP，BNPP及TNPP的影响及其年际变化 Fig. 3 Effects of N addition on plant ANPP,BNPP and TNPP of different steppes and their inter-annual variations |
图 4为样地A与样地B不同处理两年生长季土壤呼吸的季节变化曲线. 从中可以看出，同一样地不同氮处理小区土壤呼吸的季节动态呈现相似的变化模式，氮输入增加并未明显改变土壤呼吸的时间变化规律. 尽管不同样地、 不同年份土壤呼吸变化动态存在较大差异，但基本上均表现为每年第一次施氮后3~5 d出现土壤呼吸排放峰值，峰值持续1~2周左右，此后土壤呼吸速率多出现较大波动，2次施氮之间多呈两峰一谷的变化. 而在每年的第二次施氮后，短时间内不同处理并未出现特别明显的排放高峰，约在15~20 d后再次出现排放峰值. 从不同处理土壤呼吸速率的对比来看，对于样地A，不同年份MN处理的土壤呼吸速率均略高于CK处理，或与CK处理大体相当. 而对于样地B，MN处理土壤呼吸速率在大部分观测日则略低于CK处理.
 | 虚线箭头所指日期为氮添加时间 图 4 氮添加对不同群落土壤呼吸速率季节变化动态的影响 Fig. 4 Effect of N addition on the temporal dynamics of soil respiration rates |
另外，将土壤呼吸去除根系呼吸后得到土壤微生物呼吸，并计算了土壤微生物呼吸的年累积通量(图 5). 与CK处理相比，样地A氮添加处理土壤微生物呼吸两年分别增加了14.6%与25.7%，而样地B氮添加处理两年则较CK分别降低了10.4%与11.3%. 尽管同一样地各氮处理土壤微生物呼吸累积通量在数值上存在一定差异，但进一步的方差分析表明，不同年份2个样地MN与CK处理间的差异并未达到0.05的显著性水平(P>0.05).
 | 相同小写字母表示同一样地不同处理间差异未达到显著水平(P>0.05) 图 5 氮添加对不同群落土壤微生物呼吸年累积排放通量(以C计)的影响 Fig. 5 Effect of N addition on the annual cumulative CO2 effluxes of different steppes |
根据不同年份2个样地植被年TNPP以及土壤微生物呼吸年累积通量的估算结果，分别计算和比较了2个样地不同氮处理的碳收支(表 2). 从表 2可以看出，对于样地A，2009年，MN处理增加了植物TNPP及相应的固碳量，其土壤微生物呼吸累积通量也高于CK处理，也即：无论是植物固碳还是土壤碳排放均表现为MN高于CK. 综合分析不同处理碳收支(NEE)可以发现，样地A不同处理均表现为大气的碳汇，CK与MN处理的碳汇强度(以碳计)分别为43.43 g ·(m2 ·a)-1与59.22 g ·(m2 ·a)-1，MN处理相对于CK的碳汇增加量(ΔNEE)为15.79 g ·(m2 ·a)-1； 而对于样地B，尽管不同处理也均表现为大气的碳汇，但不同的是，氮添加增加了植被的TNPP，却降低了Rm，碳固定与碳排放对氮添加相反的响应加大了氮添加处理的碳汇强度. 样地B中CK与MN处理的NEE分别为8.73 g ·(m2 ·a)-1与83.27 g ·(m2 ·a)-1，MN处理相对于CK的碳汇增加量约为74.54 g ·(m2 ·a)-1. 对比2个样地氮添加处理的碳汇增加量可以发现，同等氮输入水平对于样地B的碳増汇效应高于样地A.
与2009年相类似，2010年MN处理增加了样地A与样地B的TNPP及样地A的Rm，降低了样地B的Rm(表 2). 但与2009年有所不同，由于降水条件的明显改善，2010年无论是TNPP还是Rm均较前一年明显升高，但降水量的改善对植物固碳能力的促进效应要明显大于对土壤碳排放的影响. 2010年样地A中CK与MN处理TNPP较2009年分别增加了42.0%和61.6%，而Rm则只分别增加了22.6%和11.7%，因此，综合碳固定与碳支出，2010年MN处理的NEE[166.68 g ·(m2 ·a)-1]高于CK处理[83.80 g ·(m2 ·a)-1]，且施氮后的碳汇增加量明显高于2009年. 与样地A相类似，样地B在2010年的TNPP以及Rm也高于2009年. 但与样地A相比，TNPP与Rm的年际增加幅度均小于样地A，CK与MN处理植被TNPP分别较2009年增加约16.5%与29.3%，Rm分别约增加12.3%和21.0%，TNPP的增幅高于Rm. 因此，2010年样地B氮添加后的碳汇增加强度也高于2009年，水分条件的改善增强了氮添加对碳汇的正效应.
| 表 2 等量氮输入对不同退化程度羊草群落碳收支的影响 (以C计)1)/g ·(m2 ·a)-1 Table 2 Effect of N deposition on the ecosystem C budget of differently degraded Leymus chinensis steppes/g ·(m2 ·a)-1 |
初级生产力的形成是大气碳向草地生态系统输入的主要途径，它主要包括地上和地下初级生产力两部分. 比较不同退化程度羊草群落植被地上、 地下生物量及NPP可以看出，2个草地群落地上、 地下生物量及不同部位NPP对氮输入增加的响应存在较大差异. 对于轻度退化的样地A，2 a的氮添加处理均增加了植物AGB、 ANPP以及TNPP，且随着施氮的进行，氮输入增加对AGB及ANPP的促进效应逐渐趋于显著，对BNPP的影响效应则由前一年的正效应转变为负效应. 这种变化与李明月等[33]在中国亚热带木荷幼苗林以及Marler等[34]对美国西南部多个树种的氮添加模拟试验结果相类似. 温带典型草原区由于长期过度放牧，土壤处于氮缺乏状态，因此，氮输入的增加能迅速提高土壤中可利用氮的含量，并通过提高叶片核酮糖-1,5-二磷酸羧化酶(Rubisco)以及叶绿素含量等带来植物光合能力的提高. 但随着土壤养分条件逐渐得以改善，根据最优分配假说，此时植物根系不再需要很大的能量来吸收养分，植物将更多的生物量分配到地上碳同化器官以提高对光照的竞争力，根冠比降低[35]. 这种地上、 地下生物量分配的变化是草地植物对土壤养分状况变化的一种应答策略，有利于植物种群的繁衍与扩张[14].
与样地A相比，退化较严重的样地B其生物量垂直分配对养分变化的响应有所不同. 与CK处理相比，MN处理AGB呈现先降低后增加的变化，BGB则始终表现为正效应且两年BGB的增加幅度均大于样地A. 分析原因，样地B的土壤初始氮水平较低，由于植物生长对氮的需求与实际土壤可利用氮水平差异较大，因此早期施氮后，土壤可利用氮仍然较低，无法很好地满足植物地上、 地下共同生长对氮养分的需求，植物地上部分更多地是转移到根系以吸收更多的养分，根系生长相对旺盛而地上部分生物量反而有所降低. 且由于土壤基础氮水平较低，在氮处理的第3年，氮添加对根系生长仍然表现出较强的促进作用，但氮限制性较前一年有所减弱，因此，植物地上部分的生长也有所促进以提高自身的光竞争能力.
此外，除了生物量分配对氮添加的响应存在较大年际变化外，2个样地不同处理TNPP以及施氮后TNPP的增幅均表现为2010年高于2009年. 两年降水的差异可能是不同样地TNPP及其增幅发生年际变化的主要原因. 2009年与2010年两年的年降水量分别为281.1 mm与318.6 mm，其中，5~10月生长季降水量分别为209.7 mm与256.9 mm，均表现为2010年明显高于2009年. 在干旱、 半干旱生态系统中，除氮素外，水分也是制约生态系统生产力的关键因素[36]，一方面，水分的改善本身会促进植物的生长. Ni[37]对我国北方温带草原地上74个样地141个样方的数据进行分析表明，地上生物量与年降水量、 夏季的降水量呈明显正相关； 另一方面，水分也会通过影响氮素在土壤中的转化、 迁移以及有机体对养分吸收、 运转与分配等而对植物生长产生间接影响[38]. 由此可以看出，氮素添加对草地群落NPP的影响也依赖于降水等因素的变化，开展水分和氮素等多因子耦合作用效应研究对于正确评估与预测未来氮沉降变化对草地群落固碳能力的影响也至关重要. 3.2 氮添加变化对土壤CO2累积排放通量的影响
通过土壤呼吸作用向大气释放CO2是草地碳输出的主要途径. 从连续两年的试验结果来看，连续两年施氮均增加了样地A土壤微生物呼吸的累积排放通量，这与Xu等[15]和Verburg[39]在草地，Priess 等[40]与莫江明等[41]在森林以及Wilson等[42]在农田的研究结果相类似. 在氮养分缺乏的生态系统中，外源氮的输入一方面可使土壤中可利用氮的数量增加，促进了植物的生长，使得更多的植物残体以及凋落物返还土壤，增加了土壤微生物降解的碳源，促进了土壤微生物的呼吸[43]，同时，增加的氮与有机物质结合也会在一定程度上降低土壤C/N，加速土壤有机物的分解[44]； 另一方面，施氮还在一定程度上促进了作物根系生长，根系呼吸也得到增强[45]. 样地A施氮处理地上、 地下生物量的测定结果进一步证明了这一点. 与此同时，本试验在2009年8月以及2010年8月对样地A土壤微生物与土壤酶的研究结果也表明，MN处理增加了土壤微生物群落的Shannon指数和Simpson指数以及表征土壤微生物碳源利用率的平均孔颜色变化率值(average well color development，AWCD)，提高了土壤蔗糖酶的活性[46]，促进了土壤有机碳的分解和转化.
而对于退化较严重的样地B，两年施氮则降低了土壤的碳排放. 少量的氮添加在2009年并没有带来样地B中AGB的增加，相反还有所降低，相应减少了凋落物对土壤有机质的碳返还. 此外，土壤-植物-微生物对氮素的响应是一个统一的整体，植物与微生物对氮有着较强的竞争关系，由于样地B土壤氮可利用性较样地A更低，在有限的养分条件下，施入土壤中的氮可能大部分被植物吸收，从而使得微生物得不到充分的氮用于自身繁殖[46,47]，抑制了土壤微生物的生长，进而在一定程度上降低了土壤微生物的呼吸. 此外，微生物在进行自身物质合成时，除了需要氮营养物质外，还需要能源物质碳的参与，只有在碳源和氮源均较充足的情况下，微生物才能保持较高的活性[48]. 样地B由于长期过度放牧，土壤有机碳以及氮素含量均较低，0~30 cm不同土层土壤有机碳含量分别比样地A低11.1%~48.2%，碳源的缺乏削弱了氮添加对于土壤呼吸的促进作用. 由此可以看出，在氮沉降增加的背景下，碳源供应状态是土壤呼吸是否持续增加的重要影响因子，因此，充分考虑碳氮的互作效应对于正确预测氮沉降变化情景下生态系统固碳潜力的变化也同样至关重要. 3.3 不同退化程度羊草群落碳增汇效应比较
本研究中，氮添加提高了整个生态系统的碳汇强度. 但相对于明显增加的植被NPP而言，MN处理对2个样地土壤微生物呼吸的促进作用相对较小甚至施氮后样地B土壤微生物呼吸累积通量还有所降低，王珍[49]对荒漠草原的研究结果也发现，氮素的添加显著增加了总生态系统生产力(GEP)以及生态系统呼吸(ER)，但对GEP的影响显著高于对ER的影响,氮添加显著增加了荒漠生态系统净碳吸收； Xia等[50]对内蒙古多伦克氏针茅草原的研究也得到类似的结果. 对ER影响小的原因可能与自养呼吸和土壤异养呼吸对氮沉降通常存在相反的响应有关[15]. 植物自养呼吸通常随着根系生物量以及叶片氮含量的增加而增加[51]，但微生物的活性及呼吸常常会由于微生物和植物对氮的竞争而有所降低[52]. 此外，也有研究表明，氮添加后植物固碳量和土壤呼吸量的增量大体相当，对碳平衡无太大影响[10,53]，而张丽华等[54]对三江平原小叶章沼泽化草甸的研究则表明，氮输入对土壤呼吸的影响远大于对光合作用的影响，从而导致NEE的明显降低. 与此同时，对东北松嫩草地连续4 a的研究结果还发现，在雨水相对较好的2007~2009年，氮添加显著增加NEE，而降雨量较低的2006年，氮添加对NEE的增加不显著[55]. 由此可以看出，不同研究结果的差异除了与草地类型以及施氮量的差异有关外，温度、 降水等气候因子对于草地NEE对氮沉降的响应也存在重要的影响.
同时，对比本研究2个羊草群落碳收支变化可以发现，尽管退化程度较轻的样地A其碳汇强度大于退化较为严重的样地B，但后者施氮后相对于CK的增汇潜力要高于前者，也即：单位氮输入量在氮初始水平低的草地群落能获得更大的增汇效应，但其长期效应是否如此还有待于进一步的验证. 4 结论
(1)对于轻度退化羊草群落，两年氮添加均提高了AGB，BGB及ANPP，但对BNPP的影响逐渐由正效应转化为负效应； 而对于中度退化羊草群落，氮添加在2009年降低了植物AGB及ANPP，2010年AGB及ANPP则分别增加了17.3%与38.2%. 两年氮添加对BGB及BNPP始终表现为正效应，但BNPP的增幅从2009年的47.8%降为2010年的36.8%. 随着氮处理年限的增加，施氮对地上植物生产的促进效应逐渐趋于明显，对根系生长的促进效应逐渐减弱.
(2)氮输入增加并未明显改变土壤呼吸的时间变化规律. 轻度退化羊草群落氮添加促进了土壤微生物呼吸，两年累积通量分别增加了14.6%与25.7%，而中度退化羊草群落氮添加则降低了土壤微生物呼吸，两年分别降低10.4%与11.3%.
(3)退化程度不同2个羊草群落各处理两年均表现为大气的碳汇. 相对于CK，样地A氮处理两年碳汇增量分别为15.79 g ·(m2 ·a)-1与82.94 g ·(m2 ·a)-1，样地B分别为74.54 g ·(m2 ·a)-1与101.23 g ·(m2 ·a)-1. 单位氮输入量在氮初始水平低的草地群落将获得更大的增汇效应.
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