放牧強(qiáng)度對(duì)內(nèi)蒙古荒漠草原土壤碳氮及其穩(wěn)定同位素的影響

于志慧， 呂廣一， 王新雅， 徐學(xué)寶， 賈東璇， 王成杰*

(1. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草原與資源環(huán)境學(xué)院， 內(nèi)蒙古 呼和浩特 010011； 2. 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草地資源教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010011)

土壤養(yǎng)分影響著草原植物的生長(zhǎng)和發(fā)育，是調(diào)控草原植物群落結(jié)構(gòu)與功能的重要驅(qū)動(dòng)力之一[1]；碳、氮元素在土壤中占有主要地位，是影響土壤養(yǎng)分循環(huán)與轉(zhuǎn)化的重要元素，也是評(píng)價(jià)土壤肥力的重要指標(biāo)。土壤有機(jī)碳(SOC)與土壤穩(wěn)定碳同位素(δ13C)可以表征土壤碳庫(kù)的大小及土壤碳庫(kù)的動(dòng)態(tài)輸入與輸出，對(duì)于評(píng)估草地生態(tài)系統(tǒng)碳平衡以及氣候變暖的反饋都有著重要的意義。氮作為維持植物生命活動(dòng)的必要元素之一，草地生態(tài)系中氮含量的變化已成為人們研究工作的熱點(diǎn)，穩(wěn)定氮同位素(δ15N)能有效闡明氮在草地生態(tài)系統(tǒng)中的輸入、轉(zhuǎn)化與輸出。并且，利用穩(wěn)定碳、氮同位素的示蹤功能研究草地生態(tài)系統(tǒng)中碳氮循環(huán)、碳氮元素與環(huán)境的關(guān)系，已成為了解草地生態(tài)系統(tǒng)功能動(dòng)態(tài)變化的重要研究手段[2-4]。

放牧是草地生態(tài)系統(tǒng)主要利用方式之一，在草地生態(tài)系統(tǒng)發(fā)展中扮演著重要的角色[5]。放牧家畜通過對(duì)植物莖葉的采食，抑制了植物營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的積累，進(jìn)而影響植物生長(zhǎng)發(fā)育[6]。草地植物退化會(huì)導(dǎo)致土壤發(fā)生退化，有研究發(fā)現(xiàn)過度放牧導(dǎo)致內(nèi)蒙古荒漠草原有機(jī)碳含量降低，土壤空間異質(zhì)性增高[7]；張林等[8]對(duì)不同放牧強(qiáng)度下荒漠草原土壤有機(jī)碳及其δ13C值分布特征研究，發(fā)現(xiàn)放牧強(qiáng)度越大，土壤SOC含量越低，土壤δ13C值越偏正；自由放牧相比，圍封處理下內(nèi)蒙古希拉穆仁荒漠草原土壤有機(jī)碳、全氮和土壤含水量顯著增加，土壤狀況得到了明顯改善[9]。放牧家畜還會(huì)通過糞便排泄物和踐踏等行為間接影響土壤含水量、溫度、容重等土壤物理因子，這些因子的空間變化間接影響著草地植物組成與空間多樣性，進(jìn)而影響草地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力[10]。

本文通過對(duì)內(nèi)蒙古希拉穆仁荒漠草原在不同放牧強(qiáng)度下0～50 cm土壤碳、氮元素的研究，系統(tǒng)的討論土壤SOC，TN含量及土壤δ13C，δ15N組成對(duì)荒漠草原不同放牧強(qiáng)度的響應(yīng)特征，探究荒漠草原不同放牧強(qiáng)度下土壤物理性質(zhì)在0～50 cm土壤剖面上的變化規(guī)律及土壤溫濕度與土壤碳、氮元素之間的關(guān)系。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)是在2014年建立的荒漠草原長(zhǎng)期放牧實(shí)驗(yàn)平臺(tái)(41°47′ N，111°53′ E)，位于內(nèi)蒙古自治區(qū)包頭市達(dá)茂旗希拉穆仁鎮(zhèn)以南，占地26 hm2，海拔1 687 m。該區(qū)屬于中溫帶半干旱大陸性季風(fēng)氣候，晝夜溫差較大，年平均氣溫相對(duì)較低，年平均日照總時(shí)數(shù)3 200 h。每年7—9月為雨季，年平均降水量為285 mm，蒸發(fā)量為2 307 mm。

研究區(qū)設(shè)置無牧(No grazing，NG)、輕度放牧(Light grazing，LG)和重度放牧(Heavy grazing，HG)3個(gè)載畜率水平，放牧家畜為體重接近成年的蒙古馬，分別為0，1，3匹，載畜率分別為0只羊單位·hm-2·月-1(NG)，0.58只羊單位·hm-2·月-1(LG)，1.74只羊單位·hm-2·月-1(HG)。1匹馬=5個(gè)羊單位，放牧的蒙古馬健康狀況大致相同，體重為(350±50) kg，每個(gè)處理均設(shè)置3個(gè)重復(fù)，共9個(gè)樣地，各樣地的面積均為1.44 hm2。放牧?xí)r間為每年的6—9月，每月月初連續(xù)放牧5天，家畜夜晚不歸牧，不進(jìn)行補(bǔ)飼，早晚各飲一次水。

試驗(yàn)區(qū)土質(zhì)粗糙，土壤類型為栗鈣土，主要植物種有克氏針茅(Stipakrylovii)、短花針茅(StipabrevifloraGriseb.)、無芒隱子草(Cleistogenessongorica(Roshev.) Ohwi)、冷篙(ArtemisiafrigidaWilld.)、羊草(Leymuschinensis(Trin. ex Bunge) Tzvelev)、沙生冰草(Agropyrondesertorum(Fisch. ex Link) Schult.)等。

1.2 研究方法

1.2.1樣品采集 2020年8月上旬在內(nèi)蒙古希拉穆仁荒漠草原9個(gè)試驗(yàn)區(qū)內(nèi)進(jìn)行樣品采集，試驗(yàn)區(qū)已經(jīng)過6年的累計(jì)放牧效應(yīng)，各樣地草地植被群落和土壤特征分異明顯。每個(gè)樣地隨機(jī)選擇3個(gè)樣點(diǎn)，使用內(nèi)徑為7 cm的土鉆分5層(0～5，5～10，10～20，20～35，35～50 cm)取樣，每一層取3鉆混合均勻作為一個(gè)樣品的重復(fù)，樣品放在耐高溫的采樣袋標(biāo)記后，帶回實(shí)驗(yàn)室。在每個(gè)樣點(diǎn)的5個(gè)土層中用容積為100 cm3的環(huán)刀取土，現(xiàn)場(chǎng)稱重，計(jì)算樣本凈濕土重，以便后續(xù)測(cè)定土壤容重[11]。在取土過程中及時(shí)剔除石頭根系等雜物，并用同層土壤替代。

1.2.2樣品處理及測(cè)定 環(huán)刀帶回實(shí)驗(yàn)室后，將環(huán)刀置于烘箱中烘干至恒重，稱得烘干土及環(huán)刀重量，計(jì)算土壤重量及含水量。土壤容重由以下公式計(jì)算：

(1)

式中：M為環(huán)刀內(nèi)凈濕土重(g)，V為環(huán)刀容積(cm3)，W為每個(gè)環(huán)刀對(duì)應(yīng)的土壤重量含水量(%)。

采樣袋帶回實(shí)驗(yàn)室后，放入烘箱在65℃下烘干48 h。先將采樣袋中的樣品過80目的篩子，再用0.5 mol·L-1的鹽酸酸洗6次，每次酸洗后都要用超純水反復(fù)淋洗(消除土壤中無機(jī)碳的影響)，65℃干燥至恒重后制成供試樣品。土壤δ13C,δ15N及有機(jī)碳含量(SOC)、全氮含量(TN)用德國(guó)Elementar公司生產(chǎn)的isoprime100穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀連接元素分析儀(Vario Isotope Select)測(cè)定。土壤δ13C和δ15N由以下公式計(jì)算：

(2)

(3)

式中：R樣品表示土壤樣品13C/12C或15N/14N的值。R標(biāo)準(zhǔn)表示標(biāo)準(zhǔn)物，其中碳同位素采用國(guó)際通用標(biāo)準(zhǔn)物PDB(Pee Dee Belemnite)，氮同位素采用國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)物N2-atm(大氣中的氮?dú)?。

1.3土壤剖面溫度與含水量的測(cè)定 本研究采樣點(diǎn)5個(gè)土層土壤溫度、土壤含水量測(cè)定使用智熵系列全自動(dòng)土壤溫濕度監(jiān)測(cè)儀(型號(hào)：YT-TDR-2)。全自動(dòng)土壤溫濕度監(jiān)測(cè)儀通過傳感器再設(shè)計(jì)和數(shù)據(jù)清洗算法實(shí)現(xiàn)高質(zhì)量的數(shù)據(jù)輸出。

1.4數(shù)據(jù)分析 通過Excel 2019對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行初步整理，對(duì)不同放牧強(qiáng)度、不同深度的土壤數(shù)據(jù)采用IBM SPSS Statistics 23進(jìn)行單因素方差分析，結(jié)果表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤，采用Sigmaplot 14.0軟件作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤物理性質(zhì)和地上生物量的影響

由表1可知，3種放牧強(qiáng)度樣地土壤容重在同一放牧強(qiáng)度不同土層表現(xiàn)出：NG樣地土壤容重隨土壤深度的增加呈現(xiàn)出先增大后減小的變化趨勢(shì)，且35～50 cm土層顯著低于5～10 cm土層土壤容重(P<0.05)，LG和HG樣地各土層間土壤容重差異均不顯著。同一土層不同放牧強(qiáng)度，0～20 cm土層上3種放牧強(qiáng)度下土壤容重差異均不顯著；在20～50 cm土層上土壤容重的變化規(guī)律為：HG>LG>NG，且HG樣地土壤容重顯著高于NG樣地(P<0.05)，說明HG顯著增大了土壤容重。

同一放牧強(qiáng)度不同土層，在0～50 cm的垂直剖面上3種放牧強(qiáng)度下土壤含水量均呈現(xiàn)出隨土壤深度的增加而減小的趨勢(shì)，且0～5 cm土層土壤含水量均顯著高于35～50 cm土層(P<0.05)。同一土層不同放牧強(qiáng)度，在0～5 cm土層3種放牧樣地土壤含水量差異不顯著；5～50 cm土層HG樣地土壤含水量顯著低于NG樣地(P<0.05)，表明HG顯著降低了土壤含水量(P<0.05,表1)。

在0～50 cm的垂直剖面上，同一放牧強(qiáng)度下各土層間土壤溫度差異均不顯著；同一土層不同放牧強(qiáng)度下土壤溫度也無顯著差異(表1)。

不同放牧強(qiáng)度下，3種放牧樣地草地地上生物量的大小順序?yàn)椋篘G>LG>HG；與NG和LG相比，HG顯著降低了荒漠草原草地地上生物量(P<0.05,表1)。

表1 不同放牧強(qiáng)度下土壤物理性質(zhì)隨深度的變化Table 1 Variation of soil physical properties with depth at different grazing intensities

2.2 不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤SOC，TN，δ13C，δ15N的影響

內(nèi)蒙古希拉穆仁荒漠草原，土壤SOC含量在整個(gè)剖面上變化范圍為11.37～13.43 g·kg-1，NG樣地土壤SOC含量顯著高于LG和HG樣地(P<0.05)。這表明在一定的放牧強(qiáng)度內(nèi)，土壤SOC含量隨著放牧強(qiáng)度的增大而減小(圖1 a)。土壤TN含量在整個(gè)剖面上的變化范圍為1.26～1.53 g·kg-1，大小順序?yàn)镹G(1.53 g·kg-1)>LG(1.32 g·kg-1)>HG(1.26 g·kg-1)，其中NG樣地土壤TN含量顯著高于HG樣地(P<0.05)，說明HG顯著降低了土壤TN含量(圖1 b)。

土壤δ13C值隨放牧強(qiáng)度的增加呈增大的趨勢(shì)，但不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤δ13C值影響不顯著。NG,LG和HG樣地土壤δ13C值分別為-24.13‰，-23.94‰，-23.82‰，LG和HG樣地土壤δ13C值分別比NG樣地偏正0.19‰和0.36‰(圖1 c)。土壤δ15N值與土壤δ13C的變化趨勢(shì)相反，即NG(5.39‰)>LG(5.26‰)>HG(4.93‰)，其中NG樣地土壤δ15N值顯著高于HG樣地(P<0.05)，說明放牧降低了土壤δ15N值(圖1d)。

圖1 不同放牧強(qiáng)度下土壤有機(jī)碳、全氮、穩(wěn)定碳同位素、穩(wěn)定氮同位素的變化Fig.1 Changes in soil organic carbon,total nitrogen,stable carbon isotopes and stable nitrogen isotopes under different grazing intensities注：不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(P<0.05)Note：Different lowercase letters indicate significant differences between treatments at the 0.05 level

2.3 不同放牧強(qiáng)度下土壤SOC，TN，δ13C，δ15N沿土壤剖面的變化特征

在0～50 cm土壤SOC含量變化均表現(xiàn)為：NG>LG>HG，其中HG樣地5～10 cm土層土壤SOC含量土壤顯著低于NG樣地(P<0.05)。在土壤的垂直剖面上，NG和LG樣地土壤SOC含量隨土壤深度的增呈現(xiàn)先增加后減小的單峰變化趨勢(shì)，在5～10 cm土層達(dá)到最大，隨后減小。HG樣地土壤SOC含量隨土壤深度的增大而減小(表2)。

在0～50 cm的垂直剖面上，3種放牧樣地土壤δ13C值均隨土壤深度的增加而增大，其變化范圍為：-24.77‰～-23.74‰(NG)，-24.44‰～-23.71‰(LG)，-24.33‰～-23.51‰(HG)，且3種放牧強(qiáng)度下10～50 cm土層土壤δ13C值均顯著高于0～5 cm土層土壤δ13C值(P<0.05)。此外，5個(gè)土層中HG樣地土壤δ13C值均高于NG和LG樣地，其中，HG樣地0～5 cm土層土壤δ13C值顯著高于NG和LG樣地(P<0.05,表2)。

表2 不同放牧強(qiáng)度下土壤SOC、δ13C隨深度的變化Table 2 Variation of soil SOC and δ13C with depth at different grazing intensities

5個(gè)土層土壤TN含量均表現(xiàn)為：NG>LG，HG，其中LG和HG樣地5～10 cm處土壤TN含量顯著低于NG樣地(P<0.05)。3種放牧強(qiáng)度下土壤TN含量在垂直剖面上的變化規(guī)律均表現(xiàn)為：先隨剖面深度的增加而增大，至5～10 cm達(dá)到最大，隨后隨剖面深度的增大而減小。這與土壤SOC含量在NG和LG樣地沿土壤剖面變化規(guī)律一致(表3)。

在0～50 cm的垂直剖面內(nèi)，3種放牧樣地土壤δ15N值均隨土壤深度的增加而增大，其變化范圍為：4.47‰～6.06‰(NG)，4.18‰～5.79‰(LG)，3.93‰～5.53‰(HG)，且NG樣地10～50 cm土層土壤δ15N值顯著高于0～5 cm土層土壤δ15N值(P<0.05)。此外，在0～50 cm土層HG樣地土壤δ15N值均低于NG和LG樣地，在5～10 cm土層HG樣地土壤δ15N值顯著低于NG和LG樣地(P<0.05,表3)。

表3 不同放牧強(qiáng)度下土壤TN、δ15N隨深度的變化Table 3 Variation of soil TN and δ15N with depth under different grazing intensities

2.4 土壤溫度和含水量與土壤SOC，TN，δ13C，δ15N的關(guān)系

將不同放牧處理下全部深度土壤SOC含量和土壤δ13C值與其相對(duì)應(yīng)的土壤含水量和土壤溫度進(jìn)行線性回歸。結(jié)果表明，土壤δ13C值與土壤含水量存在顯著的線性負(fù)相關(guān)關(guān)系(P<0.05，R2=0.307，圖2 a)，土壤δ13C值與土壤含水量的回歸方程為y=﹣0.065x-23.335，說明土壤含水量越高，土壤δ13C值越小。土壤δ13C值與土壤溫度存在極顯著的線性正相關(guān)關(guān)系(P<0.01，R2=0.650，圖2b)，土壤δ13C值與土壤溫度的回歸方程為y=0.432x-30.327，即土壤δ13C值隨著土壤溫度的升高而增大。

土壤SOC含量與土壤含水量存在極顯著的線性正相關(guān)關(guān)系(P<0.01，R2=0.445，圖2c)，土壤SOC值與土壤含水量的回歸方程為y=0.617x+6.238，說明土壤含水量越高，土壤SOC含量越大。但土壤SOC含量與土壤溫度線性相關(guān)關(guān)系不顯著(R2=0.002，圖2d)。

圖3顯示，土壤δ15N值與土壤含水量無顯著相關(guān)關(guān)系，與土壤溫度存在線性正相關(guān)關(guān)系(R2=0.230，圖3b)，但未達(dá)到顯著水平。

圖3 土壤全氮含量、土壤穩(wěn)定氮同位素與土壤含水量、溫度的關(guān)系Fig.3 Relationship between soil total nitrogen content,soil stable nitrogen isotopes and soil water content and temperature

土壤TN含量與土壤含水量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05，R2=0.423，圖2c)，土壤TN含量與土壤含水量回歸方程為y=0.072x-0.693。土壤TN含量與土壤溫度無顯著相關(guān)關(guān)系。

圖2 土壤有機(jī)碳、土壤穩(wěn)定碳同位素與土壤含水量、溫度的關(guān)系Fig.2 Relationship between soil organic carbon,soil stable carbon isotopes and soil water content and temperature

3 討論

3.1 不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤物理性質(zhì)和地上生物量的影響

土壤容重是承擔(dān)草地植被水分和空氣供應(yīng)的重要場(chǎng)所，也是衡量草地土壤退化的重要指標(biāo)之一，對(duì)家畜的踩踏活動(dòng)尤為敏感[7]。對(duì)NG，LG，HG 3種放牧強(qiáng)度下土壤理化性質(zhì)指標(biāo)進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)HG顯著增大了20～50 cm土層的土壤容重。土壤含水量表現(xiàn)出與土壤容重相反的變化趨勢(shì)，即HG顯著減小了5～50 cm土層的土壤含水量。HG顯著降低了草地地上生物量，其原因主要有以下兩個(gè)方面：HG增大了家畜對(duì)土壤的踐踏，使土壤孔隙度減小，土壤緊實(shí)度增大；在HG強(qiáng)度下家畜對(duì)草地植被的采食程度加劇[12]，草地地上生物量降低，進(jìn)而減少了土壤覆蓋層，增加了陽(yáng)光的穿透，加速了土壤水分的蒸發(fā)。使原本適于土壤微生物生存的環(huán)境發(fā)生惡化，草原土壤養(yǎng)分減少。朱國(guó)棟等[9]在荒漠草原對(duì)土壤理化性質(zhì)的研究也體現(xiàn)了相似的研究結(jié)果。

3.2 不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤SOC和TN的影響

土壤SOC，TN含量不但影響植物生長(zhǎng)發(fā)育和土壤肥力，而且是影響有機(jī)質(zhì)分解的重要因素。本研究中，土壤SOC，TN含量隨著放牧強(qiáng)度的增大而減小(圖1a,1b)，這與前人[13]在半荒漠草地生態(tài)系統(tǒng)的研究結(jié)果一致。隨著放牧強(qiáng)度的增大，家畜對(duì)草地的采食與踐踏程度加劇，導(dǎo)致草地植物的地上生物量減少，草地初級(jí)生產(chǎn)力降低，外部氮源供給及地下碳輸入減少[14]，使土壤SOC，TN含量降低。

在草地生態(tài)系統(tǒng)中，植物凋落物、動(dòng)植物和微生物殘?bào)w及植物根系分泌物都是土壤有機(jī)質(zhì)的重要來源。在同一氣候條件下，放牧是導(dǎo)致草地SOC，TN在同一剖面深度含量不同的主要原因[15]。一般認(rèn)為，表層土壤具有良好的通氣狀況，水熱條件也適合土壤微生物存活，植物凋落物和植被根系分泌物又為土壤提供了豐富的碳、氮來源，促使土壤SOC，TN主要富集于土壤表層[16-18]。本研究中：NG和LG樣地土壤SOC，TN含量在0～50 cm的剖面上呈先增加后減少的單峰變化趨勢(shì)，在5～10 cm處土壤SOC，TN含量最高，這與前人對(duì)土壤SOC，TN在垂直剖面上研究的結(jié)果較為相似[9，19-20]。表2和表3結(jié)果顯示HG樣地土壤SOC，TN含量在剖面上隨著土壤深度的增大而減小，表層土壤(0～5 cm)SOC，TN含量最高。其主要原因是HG條件下表層土壤(0～5 cm)受家畜活動(dòng)影響最強(qiáng)，連續(xù)多年HG會(huì)導(dǎo)致植物根系淺層化[7]；放牧家畜一方面通過采食抑制植物光合作用，降低草地地上生產(chǎn)力，使生態(tài)系統(tǒng)中流入地下的能量減少，進(jìn)而限制SOC，TN的輸入；另一方面家畜的尿液和糞便通過揮發(fā)和淋溶作用向土壤歸還一部分碳、氮，進(jìn)而導(dǎo)致HG樣地表層土壤SOC，TN的含量增加，其他土層SOC，TN含量隨深度的增加而減小[8]。蔡曉布[21]也曾指出長(zhǎng)期過度放牧?xí)?dǎo)致草地土壤肥力下降。HG不但會(huì)影響草原土壤碳、氮儲(chǔ)量，改變其循環(huán)周期，而且打破了草地生態(tài)系統(tǒng)土壤碳、氮的動(dòng)態(tài)平衡[5]。這使荒漠草原的生態(tài)環(huán)境更加脆弱，最終導(dǎo)致荒漠草原發(fā)生進(jìn)一步退化。

相關(guān)分析結(jié)果顯示土壤含水量與土壤SOC含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，與土壤TN含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05)。土壤含水量提高一方面促進(jìn)了植物根系發(fā)育和植物生長(zhǎng)，有利于凋落物回歸土壤，益于土壤有機(jī)質(zhì)的形成與積累；另一方面通過減少土壤含氧量，降低土壤微生物活性改變土壤呼吸速率和氮礦化速率[22]，進(jìn)而增大土壤SOC，TN的含量(圖2，圖3)。

3.3 不同放牧強(qiáng)度對(duì)土壤δ13C值和δ15N值的影響

不同放牧強(qiáng)度下草地植被發(fā)育狀況直接影響有機(jī)質(zhì)來源及組成，致使土壤δ13C值分布出現(xiàn)差異。本研究發(fā)現(xiàn)，土壤δ13C值隨放牧強(qiáng)度的增加呈增大的趨勢(shì)(圖1c)。張林等[8]在內(nèi)蒙古烏蘭察布荒漠草原也有相似發(fā)現(xiàn)，其原因可能是：家畜的踐踏作用加速了凋落物的碎屑化程度及表層土壤有機(jī)質(zhì)的分解，而凋落物和土壤有機(jī)質(zhì)在土壤微生物的作用下會(huì)發(fā)生同位素分餾。微生物生長(zhǎng)繁殖過程中優(yōu)先利用貧化13C的有機(jī)碳組分，留下富集13C的有機(jī)碳組分形成土壤有機(jī)碳，使LG和HG樣地土壤相對(duì)于NG樣地具有較高的δ13C值[23]。另外由于放牧?xí)p少草地植被覆蓋度及生物量，使凋落物和草地初級(jí)生產(chǎn)力降低，進(jìn)而阻礙了土壤中有機(jī)碳的積累。土壤有機(jī)碳中富含新近形成的12C對(duì)老土中富含13C的“稀釋”程度降低[8]，導(dǎo)致LG和HG樣地土壤δ13C值升高。此外，在0～50 cm的土壤剖面上，3種放牧強(qiáng)度下樣地土壤δ13C值均隨土壤深度的增加而增大。造成這種現(xiàn)象有如下原因：(1)13C修斯效應(yīng)自工業(yè)革命以來，化石燃料燃燒產(chǎn)生大量貧化13C的CO2，導(dǎo)致13C貧化的有機(jī)物積累在土壤表層，年齡較大的深層土壤比表層土壤擁有更高的δ13C值[24]。(2)植物的碳同位素值比根系低1～2‰，造成深層土壤δ13C值高于表層土壤[25]。(3)同位素動(dòng)力學(xué)分餾與重同位素相比，輕同位素結(jié)合鍵容易斷裂更易在產(chǎn)物中富集[8]。微生物在分解、利用土壤有機(jī)質(zhì)的過程中，由呼吸代謝釋放的CO2中12C占比較多，從而導(dǎo)致更多的13C富集于微生物碳庫(kù)，最終返還給土壤中，使土壤δ13C值升高[24]。大多學(xué)者認(rèn)為微生物分解土壤有機(jī)碳是造成土壤δ13C值隨深度增加而增大的主要原因[8，24-25]。

土壤含水量與土壤δ13C值呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，植物葉片凋落物是土壤有機(jī)碳的重要來源，而葉片與年均降水量呈顯著負(fù)相關(guān)[26]，因此土壤δ13C值會(huì)反映葉片δ13C。土壤溫度與土壤δ13C值呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，土壤溫度主要通過影響土壤微生物活性而改變土壤δ13C值，而且土壤有機(jī)碳的周轉(zhuǎn)時(shí)間隨著溫度的增加而減少[27]，即高溫促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)的分解。這與前人[28]在青藏高原地區(qū)對(duì)土壤δ13C組成研究結(jié)果相悖，可見溫度對(duì)土壤穩(wěn)定碳同位素組分產(chǎn)生的復(fù)雜調(diào)控是不可忽視的。

本研究結(jié)果顯示，隨著放牧強(qiáng)度的增加土壤δ15N值減小。由于放牧降低了土壤微生物活性，有機(jī)質(zhì)分解速率降低，礦化作用和硝化作用在轉(zhuǎn)化過程中可利用的底物減少，土壤氮分餾作用減小[29]，故而土壤δ15N值隨放牧強(qiáng)度的增大而減小。土壤δ15N值隨土壤深度的增加而增大，呂廣一[30]和熊鑫等[31]人也有相似研究結(jié)果。由于表層土壤中有15N貧化的凋落物和植物殘?bào)w輸入，導(dǎo)致表層土壤δ15N值較低；在微生物分解的作用下，土壤有機(jī)質(zhì)中較輕的14N流失，剩余15N富集[29]，并且在微生物同化有機(jī)質(zhì)的過程中會(huì)產(chǎn)生15N富集的微生物和微生物殘?bào)w，故隨著時(shí)間的推移15N富集的微生物氮源在深層土壤中累積[31]。

4 結(jié)論

本文通過對(duì)不同放牧強(qiáng)度下0～50 cm土壤有機(jī)碳、全氮含量及穩(wěn)定碳、氮同位素組成研究，發(fā)現(xiàn)重度放牧下土壤有機(jī)碳、全氮含量顯著低于無牧和輕度放牧，重度放牧阻礙了土壤有機(jī)質(zhì)的積累，并顯著增大了0～5 cm土壤穩(wěn)定碳同位素值，降低了5～10 cm土壤穩(wěn)定氮同位素值；隨土壤深度增加，3種放牧強(qiáng)度樣地均表現(xiàn)出土壤有機(jī)碳、全氮含量減小，土壤穩(wěn)定碳同位素值增大，土壤穩(wěn)定氮同位素值降低的趨勢(shì)。隨放牧強(qiáng)度增加，草地地上生物量顯著降低，土壤容重增大，土壤含水量急劇下降。相關(guān)分析顯示土壤含水量與土壤δ13C值呈顯著負(fù)相關(guān)，與土壤SOC，TN含量呈顯著正相關(guān)；土壤溫度與土壤δ13C值呈極顯著正相關(guān)。