荒漠草原沙漠化對(duì)土壤物理和化學(xué)特性的影響①

閻 欣，安 慧，劉任濤

荒漠草原沙漠化對(duì)土壤物理和化學(xué)特性的影響①

閻 欣，安 慧*，劉任濤

(寧夏大學(xué)西北土地退化與生態(tài)恢復(fù)省部共建國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地/西北退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，銀川 750021)

以寧夏中北部荒漠草原不同沙漠化階段（荒漠草地、固定沙地、半固定沙地、流動(dòng)沙地）草地土壤為研究對(duì)象，研究不同沙漠化階段土壤容重、孔隙度、土壤有機(jī)碳、全氮含量、碳密度、氮密度、NH4+-N和NO– 3-N的變異規(guī)律，分析荒漠草原沙漠化對(duì)土壤物理和化學(xué)性質(zhì)的影響。結(jié)果表明：固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤容重較荒漠草地分別升高了0.3%、2.9% 和2.4%。土壤孔隙度隨草地沙漠化加重整體表現(xiàn)為線性遞減趨勢(shì)。同一沙漠化階段，隨著土層深度的增加，土壤容重表現(xiàn)出先降低后升高趨勢(shì)，而土壤孔隙度表現(xiàn)出相反的變化。隨著荒漠草原沙漠化程度加劇，NH4+-N、NO– 3-N、土壤有機(jī)碳、全氮含量和碳氮密度均呈線性下降趨勢(shì)。與荒漠草地相比，流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤NH4+-N、NO– 3-N、土壤有機(jī)碳、全氮含量和碳氮密度分別降低了27.4%、31.8%、44.8%、56.7%、43.5% 和55.7%?；哪菰衬茐牧送寥牢锢砗突瘜W(xué)性狀。

土壤；理化特性；沙漠化；荒漠草原

土壤與大氣圈、水圈、巖石圈和生物圈的變化聯(lián)系緊密，是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的養(yǎng)分儲(chǔ)存體[1-2]。自然因素和人為干擾是驅(qū)動(dòng)土壤物理和化學(xué)特性改變的主要?jiǎng)恿?。典型草原至荒漠草原土壤碳、氮含量因水分、溫度等自然條件不同表現(xiàn)出下降趨勢(shì)[3]；不同人為干擾形式下對(duì)典型草原土壤碳密度和儲(chǔ)量影響不同[4]；高寒草甸、寧夏中北部荒漠草原土壤化學(xué)性質(zhì)(有機(jī)碳、土壤全氮含量等)和土壤物理特性(土壤容重、土壤孔隙度等)對(duì)放牧強(qiáng)度的響應(yīng)程度不同[5-6]；自然和人為因素聯(lián)合造成草地退化過(guò)程中對(duì)土壤物理、化學(xué)性質(zhì)具有相對(duì)一致的影響，如隨草地退化程度的加重，土壤含水量、土壤各種營(yíng)養(yǎng)元素含量下降，土壤容重、砂粒含量升高[7-9]。自然因素和人為因素對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)的影響究其原因主要通過(guò)改變土壤的物理結(jié)構(gòu)(如土壤緊實(shí)度、孔隙度等)，通過(guò)影響植物和其他有機(jī)物質(zhì)的輸入和有機(jī)物質(zhì)周轉(zhuǎn)造成的損失等影響草地生態(tài)系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的循環(huán)，進(jìn)而影響草地土壤化學(xué)特性，而草地土壤物理和化學(xué)特性具有一定的交互作用[10]。

干旱、半干旱地區(qū)荒漠草原本身是一種不穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)，隨著全球氣候變化和放牧等人為擾動(dòng)加劇，草地土壤粗化、貧瘠化和草地潛在生產(chǎn)力降低等現(xiàn)象日益嚴(yán)重，草地表現(xiàn)出不同程度的退化。寧夏中北部96.9% 的草地出現(xiàn)退化和沙漠化，其中沙漠化草地面積占可利用草地面積的33%[11]。沙漠化對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)土壤物理和化學(xué)特性的影響引起國(guó)內(nèi)外學(xué)者廣泛關(guān)注[12-13]。近年來(lái)許多學(xué)者對(duì)高寒草甸[14]和典型草原[3-4]退化過(guò)程中土壤物理和化學(xué)特征的研究較多，但對(duì)荒漠草原沙漠化過(guò)程中土壤物理和化學(xué)特性的研究較少。因此，本研究以寧夏中北部荒漠草原不同沙漠化階段的土壤為研究對(duì)象，采用空間序列代替時(shí)間序列的研究方法，分析土壤物理和化學(xué)特性的變異規(guī)律及兩者間的相互關(guān)系，探討草地沙漠化對(duì)土壤特性的影響機(jī)理，以期為荒漠草原生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究在寧夏回族自治區(qū)鹽池縣花馬池鎮(zhèn)皖記溝村(37°49′N，107°27′E)進(jìn)行。該區(qū)位于寧夏回族自治區(qū)東部，是溫帶典型草原向荒漠草原過(guò)渡區(qū)，海拔1 411 ~ 1 435 m。氣候?qū)儆诘湫椭袦貛Т箨懶詺夂?，年平均氣?.2 ℃，四季溫差大，春秋季短，夏季干熱，冬季寒冷漫長(zhǎng)，7月(平均氣溫22.4 ℃)和1月(平均氣溫–8.7 ℃)是該區(qū)最熱月和最冷月，≥10 ℃年積溫為2 751.7 ℃，≥0 ℃年積溫為3 430.3 ℃。年均降水量為289 mm，60% 以上降雨集中于7—9月，潛在多年蒸發(fā)量2 710 mm，年際變幅大。年無(wú)霜期165 d。年平均風(fēng)速2.8 m/s，冬春風(fēng)沙天氣較多，每年17 m/s以上的大風(fēng)日數(shù)為24.2 d。

研究區(qū)土壤類型以地帶性的灰鈣土和淡灰鈣土為主，土壤質(zhì)地多為沙壤、粉砂壤和沙土，土壤偏堿性。土壤肥力較差，植被多以旱生和中旱生為主，主要有：苦豆子()、中亞白草()、牛枝子()、賴草()、蟲實(shí)()、豬毛蒿()、阿爾泰狗娃花()等。

1.2 研究方法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 根據(jù)地上植被群落特征及蓋度的一系列變化過(guò)程可推斷草地沙漠化過(guò)程總體上表現(xiàn)為荒漠草地-固定沙地-半固定沙地-半流動(dòng)沙地-流動(dòng)沙地動(dòng)態(tài)演化序列[15]。研究區(qū)在空間上鑲嵌分布著不同沙漠化階段草地，因此，根據(jù)地表風(fēng)沙情況和植被蓋度[16](表1)，采用空間序列代替時(shí)間演替的方法，在研究區(qū)選擇不同沙漠化階段的荒漠草地(G)、固定沙地(FD)、半固定沙地(SFD)、流動(dòng)沙地(MD)作為試驗(yàn)樣地。以荒漠草地作為對(duì)照，每個(gè)樣地中設(shè)置3個(gè)50 m × 50 m的重復(fù)取樣區(qū)，每個(gè)取樣區(qū)間地形與環(huán)境條件基本一致。在每個(gè)取樣區(qū)內(nèi)隨機(jī)設(shè)置3個(gè)1 m × 1 m的小樣方，每個(gè)樣方內(nèi)按0 ~ 10、10 ~ 20、20 ~ 30 cm的層次，用直徑9 cm的土鉆采集土壤樣品，每個(gè)樣方內(nèi)5鉆土壤混合均勻裝入土壤袋，放置在盛有冰袋的冷藏箱中低溫保存，帶回實(shí)驗(yàn)室后過(guò)2 mm土壤篩并去除枯枝落葉和肉眼可見根等雜物，–4 ℃保存，用于測(cè)定土壤NH4+-N、NO– 3-N含量。取一部分土樣自然風(fēng)干，用于測(cè)定土壤有機(jī)碳和全氮含量。

表1 草地沙漠化分級(jí)指數(shù)

1.2.2 土壤樣品測(cè)定 土壤有機(jī)碳采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定，土壤全氮采用半微量凱氏定氮法測(cè)定，土壤容重采用環(huán)刀法測(cè)定，土壤孔隙度參考陳立新等[17]方法測(cè)定。

NH4+-N利用2 mol/L KCl浸提法測(cè)定[18]。取過(guò)2 mm細(xì)篩的鮮土樣10.00 g，置于100 ml三角瓶中，加入2 mol/L KCl溶液50 ml，塞緊瓶塞，在振蕩機(jī)上振蕩30 min，取出立即過(guò)濾于50 ml三角瓶中。吸取濾液25 ml放入半微量定氮蒸餾器的蒸餾管中，再加入10 ml 120 g/L MgO懸濁液蒸餾，蒸出液達(dá)30 ml后停止蒸餾，用少量水沖洗冷凝管。取下三角瓶，用0.005 mol/L1/2 H2SO4標(biāo)準(zhǔn)液滴定至紫紅色。

NO– 3-N采用還原蒸餾法測(cè)定[18]。取過(guò)2 mm細(xì)篩的鮮土樣50 g置于500 ml三角瓶中，加入CaSO4·2H2O 0.5 g和250 ml蒸餾水，蓋塞后，在振蕩機(jī)上振蕩10 min。放置5 min后過(guò)濾于干燥潔凈的三角瓶中。吸取濾液25.0 ml放入定氮蒸餾器中，加入MgCl210 ml以去除NH4+-N。加入硫酸亞鐵鋅還原劑1.0 g，繼續(xù)蒸餾，在冷凝管下端用硼酸溶液吸收還原蒸出的氨，用鹽酸標(biāo)準(zhǔn)溶液滴定。

土壤碳密度計(jì)算公式[19]：

SOCD=SOC×××(1–) (1)

土壤氮密度計(jì)算公式[19]：

SND=×××(1–) (3)

式中：SOCD表示某一土層土壤有機(jī)碳密度(kg/m2)；SND表示某一土層土壤氮密度(kg/m2)；SOCD表示土壤有機(jī)碳密度(kg/m2)；SND表示土壤氮密度(kg/m2)；SOC表示某一土層土壤有機(jī)碳含量(g/kg)；表示某一土層土壤全氮含量(g/kg)；表示某一土層土壤容重(g/cm)；表示土層厚度(cm)；表示粒徑大于2 mm石礫所占體積的百分比，本研究中土壤粒徑均小于2 mm，因此忽略不計(jì)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

利用SPSS 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析，采用單因素方差分析(One-Way ANOVA)和最小差異法(LSD)分析不同沙漠化階段各變量的差異顯著性(<0.05)。

2 結(jié)果

2.1 荒漠草原沙漠化對(duì)土壤容重和土壤孔隙度的影響

荒漠草原沙漠化顯著影響土壤容重和土壤孔隙度分布(<0.05，表2)。與荒漠草地相比，固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤容重增加了0.3%、2.9% 和2.4%，其中，荒漠草地和固定沙地土壤容重顯著低于半固定沙地和流動(dòng)沙地。隨著土層深度的增加，土壤容重表現(xiàn)出先降低后升高趨勢(shì)，均在10 ~ 20 cm土層出現(xiàn)最小值，20 ~ 30 cm土層土壤容重均顯著高于10 ~ 20 cm。土壤孔隙度0 ~ 30 cm土層隨草地沙漠化加重表現(xiàn)出線性遞減趨勢(shì)，荒漠草地和固定沙地土壤孔隙度顯著高于半固定沙地和流動(dòng)沙地。隨著土層深度的加深，土壤孔隙度呈先升高后降低趨勢(shì)，均在10 ~ 20 cm土層達(dá)到最大值。

2.2 荒漠草原沙漠化對(duì)土壤NH4+-N和NO– 3-N含量的影響

隨著荒漠草原沙漠化程度加劇，土壤NH4+-N和NO– 3-N表現(xiàn)出一定的分布規(guī)律(圖1)。固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤NH4+-N含量分別比荒漠草地減少了24.3%、25.2% 和27.4%?；哪莸豊H4+-N含量顯著高于固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地，而固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地之間差異不顯著(<0.05)。就同一沙漠化階段土壤剖面而言，隨著土層深度的增加，土壤NH4+-N含量差異不顯著。

表2 荒漠草原不同沙漠化階段土壤容重(g/cm3)和土壤孔隙度(%)

注：表中數(shù)據(jù)不同大寫字母表示不同沙漠化階段同一土層間差異達(dá)到<0.05顯著水平；不同小寫字母表示同一沙漠化階段不同土層間差異達(dá)到<0.05顯著水平，下表同。

荒漠草地、固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤NO– 3-N含量分別為3.42、2.76、2.36、2.34 mg/g，其中，固定沙地、半固定沙地、流動(dòng)沙地土壤NO– 3-N比荒漠草地分別減少了19.3%、31.0% 和31.8%。隨著土層深度的加深，土壤NO– 3-N含量呈降低趨勢(shì)，其中，固定沙地土層間差異顯著。

(圖中不同大寫字母表示不同沙漠化階段同一土層間差異達(dá)到P<0.05顯著水平；不同小寫字母表示同一沙漠化階段不同土層間差異達(dá)到P<0.05顯著水平，下圖同)

2.3 荒漠草原沙漠化對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮含量的影響

荒漠草原不同沙漠化階段土壤有機(jī)碳和全氮含量差異顯著(<0.05，圖2)。隨著草地沙漠化加劇，土壤有機(jī)碳和全氮含量0 ~ 30 cm土層均表現(xiàn)為降低趨勢(shì)。固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地土壤有機(jī)碳和全氮含量分別比荒漠草地減少了18.3%、7.2%、25.4% 和53.0%、44.8%、56.7%，荒漠草地土壤有機(jī)碳和全氮含量均顯著高于流動(dòng)沙地。土層深度對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮含量影響顯著，隨著土層深度的增加，土壤有機(jī)碳含量呈先升高后降低趨勢(shì)，10 ~ 20 cm土層土壤有機(jī)碳含量最高；土壤全氮含量呈降低趨勢(shì)，0 ~ 10 cm土層有利于土壤全氮的富集。

2.4 荒漠草原沙漠化對(duì)土壤碳氮密度的影響

荒漠草原不同沙漠化階段土壤碳、氮密度存在顯著差異(<0.05，表3)。0 ~ 30 cm土層土壤碳密度隨沙漠化程度的加劇而遞減，荒漠草地土壤碳密度顯著高于流動(dòng)沙地。0 ~ 10 cm和10 ~ 20 cm土層土壤碳密度均隨沙漠化程度的加劇而下降；而20 ~ 30 cm土層除固定沙地外，土壤碳密度隨沙漠化程度的增加而降低?；哪菰l(fā)生逆向演替過(guò)程中，固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土壤氮密度較荒漠草地減少了6.9%、51.6% 和55.7%，其中，荒漠草地和固定沙地土壤氮密度顯著高于半固定沙地和流動(dòng)沙地。

荒漠草原不同沙漠化階段土壤碳、氮密度垂直分布隨土壤深度的增加變化規(guī)律不同(表3)。除荒漠草地土壤碳密度隨土層深度的增加呈減小趨勢(shì)外，固定沙地、半固定沙地和流動(dòng)沙地土壤碳密度均表現(xiàn)為先升高后降低趨勢(shì)，均在10 ~ 20 cm土層達(dá)到最大值?；哪莸亍⒐潭ㄉ车?、半固定沙地和流動(dòng)沙地土壤氮密度均隨土層深度的增加呈降低趨勢(shì)，各土層間差異不顯著。

圖2 荒漠草原不同沙漠化階段土壤有機(jī)碳和全氮含量

表3 荒漠草原不同沙漠化階段土壤碳氮密度(kg/m2)

2.5 不同沙漠化階段土壤物理和化學(xué)性質(zhì)的相關(guān)性

荒漠草原不同沙漠化階段土壤物理和化學(xué)性質(zhì)相關(guān)性分析如表4。其中，土壤容重與土壤有機(jī)碳、土壤全氮、NH4+-N和NO– 3-N顯著負(fù)相關(guān)(<0.05)；土壤孔隙度與NH4+-N、NO– 3-N、土壤有機(jī)碳、全氮含量顯著正相關(guān)(<0.05)；土壤全氮、NH4+-N和NO– 3-N與土壤有機(jī)碳極顯著正相關(guān)(<0.01)。

3 討論

在干旱、半干旱地區(qū)，過(guò)度放牧和風(fēng)蝕造成的荒漠草原沙漠化是土壤退化主要形式之一[20-21]。荒漠草原沙漠化過(guò)程中，首先表現(xiàn)為地上植物群落組成和結(jié)構(gòu)的退化，其次為草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤物理和化學(xué)性質(zhì)的改變[22]。本文研究結(jié)果表明，荒漠草原沙漠化過(guò)程中，土壤孔隙度、土壤有機(jī)碳氮含量和碳氮密度呈線性下降趨勢(shì)，而土壤容重呈線性升高趨勢(shì)，與趙哈林等[23]、唐莊生等[15]對(duì)干旱、半干旱區(qū)草地沙漠化對(duì)土壤物理和化學(xué)特性影響結(jié)果一致?；哪菰嘶亮鲃?dòng)沙地的過(guò)程中，不同沙漠化階段對(duì)應(yīng)著適合本生境的典型群落類型[24]?；哪菰貛灾参锶郝湮锓N豐富度高，植被蓋度高達(dá)70% ~ 80%。隨著草地沙漠化程度的加劇，原生地帶性植物逐漸消退，植物群落組成結(jié)構(gòu)趨于簡(jiǎn)單，植被蓋度下降至0 ~10%。流動(dòng)沙地的地上和地下生物量較荒漠草地下降94% 和97%[25]。植被群落物種數(shù)量及結(jié)構(gòu)的改變，首先減少地表凈初級(jí)生產(chǎn)量和枯死有機(jī)物質(zhì)的滯留，直接降低土壤有機(jī)碳和土壤氮素的輸入[26-27]。同時(shí)，通過(guò)降低土壤微生物數(shù)量、生物量及土壤酶活性，間接或直接減少土壤有機(jī)碳和土壤氮素含量[28]。隨著地上植被蓋度的減少，地表裸露程度加劇，風(fēng)蝕有選擇性地吹蝕土壤黏粒和粉粒。研究表明，土壤養(yǎng)分含量與土壤粒徑組成顯著相關(guān)[29-30]，其中黏粒和粉粒表面與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合的活性位點(diǎn)較多，對(duì)土壤物理吸附作用強(qiáng)[31-33]，荒漠草原沙漠化過(guò)程中土壤有機(jī)碳、土壤全氮含量與土壤黏粉粒含量顯著正相關(guān)(<0.05)，相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.63和0.94[34]。寧夏東部荒漠草原發(fā)生逆向演替過(guò)程中，流動(dòng)沙地土壤黏粒和粉粒含量較荒漠草地降低了98.1% 和74.4%[35]，造成土壤有機(jī)碳和土壤氮素的流失。

表4 不同沙漠化階段土壤物理和化學(xué)性質(zhì)的相關(guān)性分析

土壤容重和孔隙度是評(píng)估土壤質(zhì)量的重要物理指標(biāo)，通過(guò)調(diào)解土壤中的水、肥、氣、熱等因素的儲(chǔ)存和轉(zhuǎn)運(yùn)影響地上植被的生長(zhǎng)狀況[36]。隨著荒漠草原沙漠化程度加劇，多年生禾本科植物消失，禾本科植物根系減少，不利于土壤的固定，增加土壤的滲透阻力，使得土壤孔隙度減小[37-38]，水分不易于存留于土壤中。同時(shí)，有效增加地表熱量輻射，加劇土壤水分的散失[6]。本文研究結(jié)果表明，土壤孔隙度隨荒漠草原沙漠化程度加重表現(xiàn)出下降趨勢(shì)，而土壤容重表現(xiàn)出上升趨勢(shì)，這與前人研究結(jié)果一致[8-9]。

NH4+-N和NO– 3-N是土壤有效氮的主要成分，其含量的多少不僅影響地上植被的生長(zhǎng)策略、群落組成及潛在生產(chǎn)力[39-40]，還影響土壤微生物群落的豐富度和均勻度[41]。本文研究表明，NH4+-N和NO– 3-N含量隨著草地沙漠化加劇而減?。籒H4+-N、NO– 3-N含量與土壤容重顯著負(fù)相關(guān)，而與土壤有機(jī)碳、土壤全氮含量顯著正相關(guān)，表明荒漠草原沙漠化過(guò)程中土壤潛在生產(chǎn)力降低，土壤容重、土壤孔隙度的改變?cè)斐赏寥繬H4+-N和NO– 3-N含量的降低。不同沙漠化階段NH4+-N含量均高于NO– 3-N，這是由于土壤NH4+-N可通過(guò)硝化作用快速轉(zhuǎn)變?yōu)镹O– 3-N[42]。

干旱、半干旱地區(qū)土壤有機(jī)碳、全氮是存留土壤養(yǎng)分的關(guān)鍵因子，是控制土壤潛在生產(chǎn)力的主要因子[14]，本文研究結(jié)果表明，流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤容重較荒漠草地增加了2.4%。與荒漠草地相比，流動(dòng)沙地0 ~ 30 cm土層土壤孔隙度、土壤有機(jī)碳含量、全氮含量、土壤有機(jī)碳密度和全氮密度分別下降了3.1%、44.8%、56.7%、43.5% 和55.7%，表明修復(fù)土壤物理結(jié)構(gòu)和存留土壤養(yǎng)分是解決干旱、半干旱地區(qū)荒漠草原沙漠化的關(guān)鍵問題。

[1] Mccarl B A, Metting F B, Rice C. Soil carbon sequestration[J]. Climatic Change, 2007, 80(1): 1–3

[2] Zheng J F, Cheng K, Pan G X. Perspectives on studies on soil carbon stocks and the carbon sequestration potential of China[J]. Chinese Science Bulletin, 2011, 56(35): 3748– 3758

[3] 朱劍興, 王秋鳳, 何念鵬, 等．內(nèi)蒙古不同類型草地土壤氮礦化及其溫度敏感性[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(19): 6320–6327

[4] 許中旗, 李文華, 許晴, 等. 人為干擾對(duì)典型草原土壤碳密度及生態(tài)系統(tǒng)碳貯量的影響[J]. 自然資源學(xué)報(bào), 2009, 24(4): 621–629

[5] 安慧, 徐坤. 放牧干擾對(duì)荒漠草原土壤性狀的影響[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2013, 22(4): 35–42

[6] 牛鈺杰, 楊思維, 王貴珍, 等. 放牧作用下高寒草甸群落物種分布與土壤因子的關(guān)系[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 28(12): 3891–3898

[7] 馮瑞章, 周萬(wàn)海, 龍瑞軍, 等. 江河源區(qū)不同退化程度高寒草地土壤物理、化學(xué)及生物學(xué)特征研究[J]. 土壤通報(bào), 2010, 41(2): 263–269

[8] 秦嘉海, 張勇, 趙蕓晨, 等. 祁連山黑河上游不同退化草地土壤理化性質(zhì)及養(yǎng)分和酶活性的變化規(guī)律[J]. 冰川凍土, 2014, 36(2): 335–346

[9] Tang Z S, An H, Shangguan Z P. The impact of desertification on carbon and nitrogen storage in the desert steppe ecosystem[J]. Ecological Engineering, 2015, 84: 92–99

[10] Yigini Y, Panagos P. Assessment of soil organic carbon stocks under future climate and landcover changes in Europe[J]. Science of the Total Environment, 2016, 557-558: 838–850

[11] 趙哈林, 趙學(xué)勇, 張銅會(huì). 沙漠化的生物過(guò)程及退化植被的恢復(fù)機(jī)理[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2007

[12] Korkan? S Y, Korkan? M. Physical and chemical degradation of grassland soils in semi-aridregions: A case from Central Anatolia, Turkey[J]. Journal of African Earth Sciences,2016, 124: 1–11

[13] 趙哈林, 周瑞蓮, 蘇永忠, 等. 科爾沁沙地沙漠化過(guò)程中土壤有機(jī)碳和全氮含量變化[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(3): 976–982

[14] 王瑞永, 劉莎莎, 王成章, 等. 不同海拔高度高寒草地土壤理化指標(biāo)分析[J]. 草地學(xué)報(bào), 2009, 17(5): 621–628

[15] 唐莊生, 安慧, 鄧?yán)? 等. 荒漠草原沙漠化植物群落及土壤物理變化[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(4): 991–1000

[16] 趙哈林, 周瑞蓮, 趙學(xué)勇, 等. 科爾沁沙地沙漠化正、逆過(guò)程的地面判別方法[J]. 中國(guó)沙漠, 2008, 12(1): 8–15

[17] 陳立新. 土壤實(shí)驗(yàn)實(shí)習(xí)教程[M]. 哈爾濱: 東北林業(yè)大學(xué)出版社, 2005: 17–50

[18] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000

[19] 吳啟華, 李紅琴, 張法偉, 等. 短期牧壓梯度下高寒雜草類草甸植被/土壤碳氮分布特征[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2013, 32(11): 2857–2864

[20] Zhao H L, Zhao X Y, Zhou R L. Desertification processes due to heavy grazing in sandy range land[J]. Inner Mongolia Journal of Arid Environments, 2005, 62: 309– 319

[21] Zhang C, McBean E A. Estimation of desertification risk from soil erosion: A case study for Gansu Province, China[J]. Stoch Environ. Res. Risk Assess, 2016, 30: 2215–2229

[22] 李亞娟, 曹廣民, 龍瑞軍, 等. 三江源區(qū)土地利用方式對(duì)草地植物生物量及土壤特性的影響[J]. 草地學(xué)報(bào), 2016, 24(3): 524–529

[23] 趙哈林, 李玉強(qiáng), 周瑞蓮. 沙漠化對(duì)科爾沁沙質(zhì)草地生態(tài)系統(tǒng)碳氮儲(chǔ)量的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 18(11): 2412–2417

[24] 左小安, 趙學(xué)勇, 趙哈林, 等. 科爾沁沙地草地退化過(guò)程中的物種組成及功能多樣性變化特征[J]. 水土保持學(xué)報(bào), 2006, 20(1): 181–185

[25] 唐莊生, 安慧, 上官周平. 荒漠草原沙漠化對(duì)土壤養(yǎng)分與植被根冠比的影響[J]. 草地學(xué)報(bào), 2015, 23(3): 463–468

[26] 陳朝, 呂昌河, 范蘭, 等. 土地利用變化對(duì)土壤有機(jī)碳的影響研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(18): 5358–5371

[27] 高志英, 汪詩(shī)平, 韓興國(guó), 等. 退化草地恢復(fù)過(guò)程中土壤氮素狀況以及與植被地上綠色生物量形成關(guān)系的研究[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 28(3): 285–293

[28] 舒向陽(yáng), 胡玉福, 蔣雙龍, 等．川西北沙化草地植被群落、土壤有機(jī)碳及微生物特征[J]．草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(4): 45–54

[29] Xu G C, Li Z B,Li P. Fractal features of soil particle-size distribution and total soil nitrogen distribution in a typical watershed in the source area of the middle Dan River, China[J]. Catena, 2013, 101: 17–23

[30] 舒向陽(yáng), 胡玉福, 蔣雙龍, 等. 川西北草地沙化對(duì)土壤顆粒組成和土壤磷鉀養(yǎng)分的影響[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2015, 29(8): 173–179

[31] Kalbitz K, Solinger S. Controls on the dynamics of dissolved organic matter in soils: A review[J]. Soil Science, 2000, 165(4): 277–304

[32] Fullen M A, Booth C A, Brandsma R T. Long-term effects of grass ley set-aside on erosion rates and soil organic matter on sandy soils in east Shropshire, UK[J].Soil & Tillage Research, 2006, 89: 122–128

[33] 劉滿強(qiáng), 胡鋒, 陳小云. 土壤有機(jī)碳穩(wěn)定機(jī)制研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(6): 2642–2650

[34] 閻欣, 安慧. 沙化草地恢復(fù)過(guò)程中土壤有機(jī)碳物理組分和全氮含量的變化[J]. 西北植物學(xué)報(bào), 2017, 37(6): 1242– 1251

[35] 閻欣, 安慧.寧夏荒漠草原沙漠化過(guò)程中土壤粒徑分形特征[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 28(10): 3243–3250

[36] 喬宇鑫, 朱華忠, 鐘華平, 等. 內(nèi)蒙古地區(qū)草地表層土壤容重空間格局分析[J]. 草地學(xué)報(bào), 2016, 24(4): 793–801

[37] 周李磊, 朱華忠, 鐘華平, 等．新疆伊犁地區(qū)草地土壤容重空間格局分析[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(1): 64–75

[38] 萬(wàn)里強(qiáng), 陳瑋瑋, 李向林, 等. 放牧對(duì)草地土壤含水量與容重及地下生物量的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2011, 27(26): 25–29

[39] 李志萍, 李維民, 吳福忠, 等. 川西亞高山森林林窗對(duì)不同關(guān)鍵時(shí)期土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的影響[J]. 土壤保持學(xué)報(bào), 2013, 27(6): 270–274

[40] 苗艷芳, 李生秀, 扶艷艷, 等. 旱地土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮累積特征及其與小麥產(chǎn)量的關(guān)系[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(4): 1013-1021

[41] 王杰, 李剛, 修偉明, 等. 貝加爾針茅草原土壤微生物功能多樣性對(duì)氮素和水分添加的響應(yīng)[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2014, 23(4): 343–350

[42] Wang Z H, Miao Y F, Li S X. Effect of ammonium and nitrate nitrogen fertilizers on wheat yield in relation to accumulated nitrate at different depths of soil in drylands of China[J]. Field Crops Research, 2015, 183: 211–224

Effects of Desertification on Soil Physiochemical Properties of Desert Grassland

YAN Xin, AN Hui*,LIU Rentao

(Breeding Base for State Key Laboratory of Land Degradation and Ecological Restoration in Northwest China/Ministry of Education Key Laboratory for Restoration and Reconstruction of Degraded Ecosystem in Northwest China, Ningxia University, Yinchuan 750021, China)

The effects of different desertification stages (grasslands, fixed dunes, semi-fixed, mobile dunes) on soil bulk density, porosity, the contents and densities of organic carbon and total nitrogen, and the contents of ammonium nitrogen and nitrate nitrogen were studied in desert grassland located in north central Ningxia, China. The results showed that desertification of desert grassland had significant effects on soil physiochemical properties. As compared with grasslands, soil bulk densities of the fixed, semi-fixed and mobile dunes were increased by 0.3%, 2.9% and 2.4%, respectively. Soil porositygradually decreased with increasing desertification stage.With the increase of soil depth, soil bulk density increased first, and then decreased under different desertification stages, but soil porosity first decreased and then increased. The contents of ammonium nitrogen, nitrate nitrogen, organic carbon and total nitrogen, and the densities of organic carbon and total nitrogen decreased gradually during the desertification process. As compared with grasslands, the contents of ammonium nitrogen and nitrate nitrogen, the contents and densities of organic carbon and total nitrogen in mobile dunes were increased by 27.4%, 31.8%, 44.8%, 56.7%, 43.5% and 55.7%, respectively. The above results suggested that desertification of desert grassland can deteriorate soil physiochemical properties.

Soil; Physiochemical properties;Desertification; Desert grassland

寧夏自然科學(xué)基金項(xiàng)目(NZ17004)和寧夏回族自治區(qū)西部一流學(xué)科項(xiàng)目(NXYLXK2017B06)資助。

anhui08@163.com)

閻欣(1992—)，女，山西臨汾人，碩士，主要從事植物生態(tài)學(xué)研究。E-mail: yanxinyx92@163.com

S153.6

A

10.13758/j.cnki.tr.2019.05.023