青藏高原退化高寒草地土壤氮礦化特征以及影響因素研究

王學(xué)霞，董世魁，高清竹，張勇，胡國錚*，羅文蓉

(1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所，北京100081；2.北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，北京100875；3.西南林業(yè)大學(xué)濕地學(xué)院，云南 昆明650224)

草地是分布最廣的陸地生態(tài)系統(tǒng)之一，占整個(gè)陸地生態(tài)系統(tǒng)面積的29%[1], 我國的草地占國土面積的40%以上[2]。近年來，草地環(huán)境遭受嚴(yán)重破壞，全球草地生態(tài)系統(tǒng)存在明顯的退化現(xiàn)象[3]，中國草地生態(tài)系統(tǒng)也面臨大范圍不同程度的退化[4]。在陸地生態(tài)系統(tǒng)初級生產(chǎn)過程中，氮是最受限制的營養(yǎng)元素之一[5]。土壤NH4-N、NO3-N和微生物生物量氮(microbial biomass nitrogen, MBN)等有效氮是評價(jià)土壤生產(chǎn)力高低最有效的氮素指標(biāo)。草地生態(tài)系統(tǒng)土壤有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為NH4-N 和NO3-N的速率(土壤氮礦化速率)直接影響到草地土壤有效氮的供應(yīng)能力和草地生態(tài)系統(tǒng)功能。草地土壤氮礦化速率受植物特征[6]、微生物群落組成和活性[7-8]、土壤溫濕度[7]和土壤養(yǎng)分[9]等因素的影響，其中微生物起著驅(qū)動和調(diào)節(jié)土壤氮元素轉(zhuǎn)化的主導(dǎo)作用，氨化細(xì)菌、硝化細(xì)菌等功能微生物影響氮素轉(zhuǎn)化中的氨化作用、硝化作用[9-11]，決定土壤的氨化速率和硝化速率。草地退化會改變植被組成和生產(chǎn)力[12-13]及土壤有機(jī)質(zhì)的積累和分解速率[14]、微生物的特征[12-13]，進(jìn)而影響到草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮儲量和氮素循環(huán)[15]。

青藏高原高寒草地生態(tài)系統(tǒng)因其高寒性、敏感性、脆弱性是世界性的生態(tài)系統(tǒng)維系與管理的難題。高寒草甸和高寒草原作為青藏高原主要的高寒草地類型，在畜牧業(yè)生產(chǎn)和生態(tài)服務(wù)方面發(fā)揮著巨大的作用。近幾十年，由于氣候異常變化，超載放牧、人為干擾等多重因素影響，整個(gè)青藏高原地區(qū)的草地大面積發(fā)生退化，生態(tài)系統(tǒng)功能嚴(yán)重受損[16-17]。國內(nèi)外學(xué)者已經(jīng)對退化高寒草地的特征和退化機(jī)理做了大量的研究，闡明草地退化現(xiàn)狀及其驅(qū)動力[18]，報(bào)道了退化草地改變了植物群落結(jié)構(gòu)及其穩(wěn)定性、降低了植物生物量[19-21]，改變了土壤物理性質(zhì)、降低了土壤養(yǎng)分含量[22,14]，降低了微生物生物量、固氮菌[13]和土壤酶活性[19,23]，對退化高寒草地恢復(fù)提供了一定的理論基礎(chǔ)，但土壤氮素轉(zhuǎn)化功能菌、土壤氮礦化速率對草地退化響應(yīng)趨勢的研究還比較少。

本研究通過野外試驗(yàn)與取樣，對青海省門源健康和退化高寒草甸和剛察高寒草原的土壤氮礦化速率、土壤氮素轉(zhuǎn)化功能微生物以及植被和土壤因子等進(jìn)行分析研究，揭示退化高寒草地土壤氮礦化特點(diǎn)以及影響因素，對退化高寒草地土壤氮素的恢復(fù)具有重要指導(dǎo)意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概述

本研究高寒草甸的樣地位于青海省門源縣 (N 37°36.23′-37°37.10′, E 101°17.84′-101°19.54′)，平均海拔3100 m以上，屬高寒大陸性季風(fēng)氣候，年均溫-5 ℃，年降水量520～560 mm，植被以高山嵩草(Kobresiahumilis)、矮嵩草(Kobresiapygmaea)、苔草(Carexatrofusca)為主，伴生有早熟禾(Poacrymophila)和矮火絨草(Leontopodiumnanum)。高寒草原的樣地位于青海省剛察縣(N 37°10.32′-37°17.43′, E 98°49.52′-98°54.50′)，平均海拔3000 m以上，屬高寒大陸性季風(fēng)氣候，年均溫-2 ℃，年降水量400～500 mm，植被以針茅(Stipapurpurea)，羊茅 (Festucaovina)，早熟禾為主，伴生有狼毒(Stellerachamaejasma)等(圖1)。

1.2 樣地設(shè)置

通過實(shí)地考察，同時(shí)參照Wen等[24]對退化草地的劃分標(biāo)準(zhǔn)，在研究區(qū)選擇3個(gè)健康樣地(50 m×50 m)和3個(gè)退化樣地(50 m×50 m)作為本研究的試驗(yàn)樣地。

本研究采用原位培養(yǎng)中應(yīng)用廣泛的蓋頂PVC管法來分析自然條件下土壤的礦化特征。具體操作為：于2013年6月中旬在每個(gè)樣地隨機(jī)選取4個(gè)(10 m×10 m)樣方，每個(gè)樣方設(shè)置3個(gè)樣點(diǎn)，去除地上植被及凋落物后，直接用PVC管(直徑5 cm)埋入15 cm深處，將管頂端用通氣不透水的塑料薄膜封閉，以避免降水的淋溶作用。在每個(gè)樣方內(nèi)，采用“S”形多點(diǎn)(4點(diǎn))取樣，除去植被及凋落物，用內(nèi)徑5 cm的土鉆采樣(0～15 cm)，然后將土樣混勻組成一個(gè)混合樣(每個(gè)樣方1個(gè)混合樣)，作為各樣地的背景土樣，過2 μm的篩子，放在4 ℃保存。培養(yǎng)60 d后，于同年8月中旬將管內(nèi)土樣取出，帶回實(shí)驗(yàn)室測土壤內(nèi)總的礦化氮含量。

圖1 研究區(qū)位置圖Fig.1 The approximate location of the experiment in the study site region

1.3 測定指標(biāo)與方法

植物指標(biāo)測定：在高寒草地植物旺盛生長期(8月中旬)，每個(gè)樣方內(nèi)選取3個(gè)1 m×1 m測定草地植被蓋度、物種、地上生物量[24]。

土壤理化性質(zhì)測定：采用GB 7172-1987測定土壤樣品的水分(0～15 cm)，用電感耦合等離子體光譜儀(spectro arcos eop, spectro，German)測定土壤總氮(total N，TN)，用元素分析儀(vario EI，elementar, German)測定有機(jī)碳(soil organic carbon，SOC)含量；用流動分析儀(AA3，bran+luebbe, German)測定土壤NH4-N，NO3-N的含量[22]。微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)采用Lin 等[25]、微生物生物量氮(microbial biomass nitrogen，MBN)采用Brookes 等[26]的方法測定。

土壤氮素轉(zhuǎn)化功能微生物生理群采用最大或然計(jì)數(shù)法測定。采用蛋白胨培養(yǎng)基培養(yǎng)氨化細(xì)菌，培養(yǎng)7 d測定其數(shù)量；采用改良的史蒂芬遜培養(yǎng)基B培養(yǎng)硝化細(xì)菌，培養(yǎng)14 d測定其數(shù)量[27]。采用苯酚鈉—次氯酸鈉比色法測定土壤中脲酶和改良茚三酮比色法測定蛋白酶的活性[27]。

1.4 計(jì)算公式

土壤礦化指標(biāo)計(jì)算公式：V=(v2-v1)/t

式中：v1和v2分別為培養(yǎng)前后土壤中氮的含量(NH4-N，NO3-N)，mg·g-1；V為土壤的凈氨化速率和凈消化速率,mg·g-1·d-1;t為培養(yǎng)時(shí)間， d。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

使用SPSS 20.0軟件進(jìn)行觀測數(shù)據(jù)和試驗(yàn)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，采用Excel 2010作圖。所有圖表中顯示的數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤(mean±SE)。運(yùn)用單因素方差分析(One-way ANOVA)分析相同草地類型健康與退化草地之間的差異， 各因子之間采用Pearson相關(guān)系數(shù)法進(jìn)行相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 草地退化對高寒草地植物和土壤特征的影響

草地退化對高寒草地植物和土壤特征的影響如表1所示。高寒草甸退化顯著降低了植物蓋度(F=9.98，P=0.005)、植物物種數(shù)(F=4.79，P=0.041)、固氮植物蓋度(豆科植物)(F=4.47，P=0.046)、土壤含水量(F=5.89，P=0.034)；高寒草原退化顯著降低了植物蓋度(F=9.35，P=0.006)。退化高寒草甸和草原降低了土壤有機(jī)碳、全氮和微生物生物量碳的含量，增加了土壤pH，但是與健康草地之間差異不顯著。

2.2 草地退化對土壤氮礦化速率的影響

草地退化顯著降低了高寒草甸(F=4.35，P=0.048)和高寒草原土壤凈硝化速率(F=4.56，P=0.044)，降低量分別為22.9%和30.1%。草地退化降低了高寒草甸和草原的凈氨化速率，降低量分別為15.6%和22.9%，差異均未達(dá)到顯著水平。因此，高寒草地退化降低了兩類高寒草地土壤礦化速率(圖2)。

表1 高寒草地植物和土壤特征Table 1 The characteristic of plant and soil in the alpine grassland

小寫字母表示健康和退化草地之間在0.05水平上的差異顯著性。下同。

Lowercase indicates the significant difference between healthy and degraded alpine grassland at 0.05 level. The same below.

圖2 高寒草地土壤氨化速率和硝化速率Fig.2 The rate of soil ammonification and nitrification in alpine grassland HAM、DAM、HAS、DAS分別表示健康高寒草甸、退化高寒草甸、健康高寒草原和退化高寒草原。下同。HAM, DAM, HAS, DAS are short for healthy alpine meadow, degraded alpine meadow, healthy alpine steppe and degraded alpine steppe. The same below.

2.3 草地退化對土壤有效氮含量的影響

草地退化顯著降低了高寒草原(F=11.45，P=0.003)和降低了高寒草甸土壤NH4-N含量，分別降低了12.1%和13.3%。草地退化也顯著降低了生長季高寒草甸和草原土壤NO3-N含量(F=4.45，P=0.047；F=5.93，P=0.023)，分別降低了18.3%和19.1%。草地退化降低了高寒草甸和草原土壤微生物生物量氮含量，分別降低了7.9%和10.1%(圖3)。因此，高寒草地退化降低了兩類高寒草地土壤有效氮的含量。

2.4 草地退化對土壤氨化細(xì)菌、硝化細(xì)菌和酶活性的影響

草地退化降低了高寒草甸和草原硝化細(xì)菌和氨化細(xì)菌數(shù)量，分別降低了20.2%、8.9%和10.7%、21.2%，差異沒達(dá)到顯著水平。草地退化降低了土壤脲酶和蛋白酶的活性，但是差異也均未達(dá)到顯著水平(表2)。

2.5 土壤氮礦化速率的影響因素分析

通過相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，高寒草地中硝化細(xì)菌數(shù)量與土壤含水量、pH、有機(jī)碳、硝態(tài)氮含量呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系，與全氮含量呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系；氨化細(xì)菌數(shù)量與土壤含水量、全氮、銨態(tài)氮含量之間為顯著正相關(guān)關(guān)系；微生物生物量碳氮與植物生物量、土壤有機(jī)碳之間為顯著正相關(guān)關(guān)系；蛋白酶和脲酶與土壤含水量、土壤全氮含量之間為顯著正相關(guān)關(guān)系(表3)；其他植物、土壤因子與土壤微生物數(shù)量、生物量、酶活性之間關(guān)系不密切。

圖3 高寒草地土壤有效氮含量Fig.3 The content of available nitrogen in alpine grassland MBN表示微生物生物量氮。 MBN is short for microbial biomass nitrogen.

指標(biāo)Factors高寒草甸Alpine meadow健康Healthy退化Degradation高寒草原Alpine steppe健康Healthy退化Degradation硝化細(xì)菌Nitrifier (CFU·g-1)533.43±68.17a 424.58±54.32a458.42±58.32a417.14±61.22a氨化細(xì)菌Ammonifier (CFU·g-1)3927.22±464.63a 3503.10±350.79a1582.11±92.72a1152.32±93.81a蛋白酶 Protease (mg Tyr·g-1·h-1)0.42±0.03a0.40±0.02a0.39±0.02a0.34±0.02a脲酶 Urease (mg NH4+·g-1·h-1)0.56±0.03a0.50±0.02a0.46±0.02a0.42±0.03a

表3 植物、土壤因子與土壤微生物數(shù)量、生物量、酶活性的相關(guān)分析Table 3 Correlation analysis of environmental factors and soil bacteria, biomass, enzyme activity

注：*表示P<0.05；**表示P<0.01。下同。

Note: * isP<0.05; **isP<0.01.The same below.

凈氨化速率與氨化細(xì)菌和脲酶之間呈現(xiàn)極顯著和顯著正相關(guān)關(guān)系；凈硝化速率與硝化細(xì)菌呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系；凈硝化速率與MBC、MBN和蛋白酶呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系(表4)，其他土壤微生物和酶活性與土壤氮礦化速率的關(guān)系不密切。

表4 土壤微生物和酶活性與土壤氮礦化速率的關(guān)系Table 4 The relationship between soil nitrogen mineralization rate and soil microbial, enzyme activities

3 討論

3.1 微生物對高寒草地土壤氮礦化的影響

土壤氮礦化是為草地植物生長提供可利用有效氮的關(guān)鍵過程。土壤中氮素礦化受到土壤微生物組成及微生物活性的直接和間接影響[28-30]。土壤微生物尤其是與氮轉(zhuǎn)化相關(guān)的微生物通過控制氮素礦化過程的酶，直接影響土壤氮礦化速率[31]。本研究中，高寒草地中土壤氨化速率、硝化速率與氨化細(xì)菌和硝化細(xì)菌呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)，而生長旺季高寒草甸和草原土壤氮素礦化趨勢一致，均表現(xiàn)為草地退化降低了土壤凈硝化速率、凈氨化速率，這可能與草地退化降低了土壤氮素礦化功能微生物數(shù)量有直接關(guān)系。氨化細(xì)菌和硝化細(xì)菌主導(dǎo)NH4-N和NO3-N的形成過程[32-35]，該研究中退化草地的氨化速率、硝化速率和NH4-N和NO3-N含量顯著低于健康草地，這是由于退化草甸和草原土壤氨化細(xì)菌和硝化細(xì)菌數(shù)量低于相應(yīng)的健康草地，不利于NH4-N和NO3-N形成，與前人的研究結(jié)果一致[8]。

微生物量碳、氮是衡量土壤微生物活性的重要指標(biāo)。由草地退化引起微生物量碳、氮降低，說明草地退化導(dǎo)致土壤微生物活性降低和土壤肥力的下降，進(jìn)而影響草地氮素礦化速率[36]。土壤酶直接參與土壤中營養(yǎng)元素的有效化過程[37]。氮素的礦化也是通過土壤酶的催化作用來實(shí)現(xiàn)的，其中土壤脲酶、蛋白酶是土壤氮素轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵性酶，其活性的高低與土壤氮素轉(zhuǎn)化強(qiáng)度及土壤供氮能力密切相關(guān)[38]。本研究顯示，草地退化降低了土壤微生物生物量和土壤酶活性，這與盧虎等[19]的研究結(jié)果一致。因此，草地退化通過降低土壤微生物活性和酶活，進(jìn)而降低了土壤的氮礦化速率。

3.2 土壤理化性質(zhì)對高寒草地土壤氮礦化的影響

土壤養(yǎng)分、水分的含量和pH對土壤氮礦化也有直接和間接的影響[39-41]。土壤中含氮量的高低直接關(guān)系到土壤可礦化氮的庫容[32]。草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮礦化速率與土壤氮含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系[32]，本研究在高寒草地生態(tài)系統(tǒng)中的研究結(jié)果與此一致。由此草地退化降低了高寒草甸和草原土壤全氮含量，可礦化氮減少，相應(yīng)的土壤氮礦化速率降低。土壤氮素轉(zhuǎn)化受土壤含水量變化的間接影響[30]，Leiros 等[40]研究發(fā)現(xiàn)土壤氮礦化與土壤濕度呈顯著正相關(guān)關(guān)系，土壤氮礦化隨土壤水分增加而增加；Cregger等[7]和秦燕等[42]的研究也得出草地土壤氮礦化變化與土壤濕度變化趨勢一致，本研究中土壤氮礦化速率與土壤含水量呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系結(jié)果與此一致。在高寒草地系統(tǒng)中，由于草地退化使得高寒草甸和草原地表植被的蓋度降低，增加了地表的蒸發(fā)量，土壤含水量減少，因此草地退化導(dǎo)致土壤濕度降低，在一定程度上降低了高寒草甸和草原土壤氮的凈礦化速率。土壤的pH對土壤微生物類群和活性起著至關(guān)重要的作用，硝化作用最適宜pH為 7.0～9.0，高寒草甸和草原中土壤的pH大于7.0，這有助于土壤中氮素的硝化作用，由于草地退化對土壤pH影響不明顯，因此生長季健康和退化高寒草地土壤氮礦化均以硝化作用為主。

3.3 植物因子對高寒草地土壤氮礦化的影響

植物群落組成、生產(chǎn)力和凋落物通過改變土壤碳、氮源對土壤氮礦化造成一定影響[42-43]。草地退化導(dǎo)致高寒草甸和草原植物種類、生產(chǎn)力、固氮性植物減少以及蓋度降低，是退化高寒草地土壤氮礦化降低的因素之一。固氮性植物降低，減少了土壤氮的固定，降低土壤中有機(jī)氮含量，減少草地氮庫[6]。植物物種豐富度與土壤氮素有關(guān)微生物組成和數(shù)量密切相關(guān)，草地退化減低了植物物種，降低了固氮菌的種類和數(shù)量，降低了土壤固氮能力[13]，可能會減低土壤硝化作用[44]，也減低了微生物生物量和酶活性[37]，因此減低了土壤的氮轉(zhuǎn)化速率[25-26,44]。退化高寒草甸和草原植被覆蓋度降低，減少了植被對降水的截留與緩沖，增加了降水對裸地的濺蝕，造成土壤碳、氮的流失，直接影響土壤全氮、NH4-N和NO3-N含量。此外，草地退化降低了地上生物量和植物氮含量[14]，低碳、氮含量的凋落物為微生物活動提供的碳氮源有限，降低了微生物的分解和轉(zhuǎn)化速率，因此可能降低了土壤NH4-N和NO3-N等有效氮的積累。

在本研究中，健康和退化高寒草甸和草原中土壤凈硝化速率、凈氮礦化速率均為正值，說明植物生長旺季高寒草地氮素礦化現(xiàn)象明顯，無機(jī)氮為凈積累，這可能是由于生長季高寒草地較高的土壤溫濕度增加了土壤氮素礦化微生物數(shù)量和提高了微生物活性[44]。土壤氨化速率明顯低于土壤硝化速率，說明高寒草甸和草原中土壤氮礦化主要為硝化作用，這可能與土壤的pH大于7.0，有助于土壤中氮素的硝化作用，而硝化細(xì)菌的數(shù)量高于氨化細(xì)菌有關(guān)。高寒草地中硝態(tài)氮的含量高于銨態(tài)氮含量，因此硝態(tài)氮是生長旺季高寒草地生態(tài)系統(tǒng)中可供植物利用的有效氮素，草地退化沒有改變這種趨勢。

4 結(jié)論

草地退化改變了植物物種組成，減少了植物多樣性和固氮植物數(shù)量，降低了植被蓋度和地上生物量，降低了土壤含水量、全氮和有機(jī)碳含量，降低了硝化細(xì)菌、氨化細(xì)菌數(shù)量、微生物生物量和土壤酶活性，從而導(dǎo)致高寒草地生態(tài)系統(tǒng)土壤凈氨化速率和凈硝化速率降低，進(jìn)而降低NH4-N、NO3-N含量。

參考文獻(xiàn)References：

[1] Saugier B, Roy J, Mooney H A. Estimations of global terrestrial productivity: converging toward a single number. Terrestrial Global Productivity, 2001: 543-557.

[2] Piao S L, Fang J Y, He J S,etal. Spatial distribution of grassland biomass in China. Acta Phytoecologica Sinica, 2004, 28(4): 491-498.

樸世龍, 方精云, 賀金生, 等. 中國草地植被生物量及其空間分布格局. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 28(4): 491-498.

[3] Xia J, Liu S, Liang S,etal. Spatio-temporal patterns and climate variables controlling of biomass carbon stock of global grassland ecosystems from 1982 to 2006. Remote Sensing, 2014, 6(3): 1783-1802.

[4] Han J G, Zhang Y J, Wang C J,etal. Rangeland degradation and restoration management in China. Rangeland Journal, 2008, 30(2): 233-239.

[5] LeBauer D S, Treseder K K. Nitrogen limitation of net primary productivity in terrestrial ecosystems is globally distributed. Ecology, 2008, 89(2): 371-379.

[6] Fornara D A, Tilman D, Hobbie S E. Linkages between plant functional composition, fine root processes and potential soil N mineralization rates. Journal of Ecology, 2009, 97: 48-56.

[7] Cregger M A, McDowell N G, Pangle R E,etal. The impact of precipitation change on nitrogen cycling in a semi-arid ecosystem. Functional Ecology, 2014, 28(6): 1534-1544.

[8] Philippot L, Spor A, Hénault C,etal. Loss in microbial diversity affects nitrogen cycling in soil. The International Society for Microbial Ecology Journal, 2013, 7(8): 1609-1619.

[9] Tian X F, Hu H W, Ding Q,etal. Influence of nitrogen fertilization on soil ammonia oxidizer and denitrifier abundance, microbial biomass, and enzyme activities in an alpine meadow. Biology and Fertility of Soils, 2014, 50(4): 703-713.

[10] Ka?tovská E,antrū?ková H. Comparison of uptake of different N forms by soil microorganisms and two wet grassland plants: a pot study. Soil Biology and Biochemistry, 2011, 43(6): 1285-1291.

[11] Booth M S, Stark J M, Rastetter E. Controls on nitrogen cycling in terrestrial ecosystems: a synthetic analysis of literature data. Ecological Monographs, 2005, 75(2): 139-157.

[12] Zhou H S, Yang G W, Liu N,etal. Plant community and soil microbial characteristics in typical grasslands of different degradation degrees. Pratacultural Science, 2014, 31(1): 30-38.

周翰舒, 楊高文, 劉楠, 等. 不同退化程度的草地植被和土壤特征. 草業(yè)科學(xué), 2014, 31(1): 30-38.

[13] Li J H, Li X P, Lu H,etal. Characteristics of, and the correlation between, vegetation and N fixing soil bacteria in alpine grassland showing various degrees of degradation. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(11): 3647-3654.

李建宏, 李雪萍, 盧虎, 等. 高寒地區(qū)不同退化草地植被特性和土壤固氮菌群特性及其相關(guān)性. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 37(11): 3647-3654.

[14] Wen L, Dong S K, Li Y Y,etal. The impact of land degradation on the C pools in alpine grasslands of the Qinghai-Tibet Plateau. Plant and Soil, 2013, 368(1/2): 329-340.

[15] Bai Y X, Li X B, Wang H,etal. Nitrogen storage variations in typical steppe during grassland degradation progress-a case study of typical steppe in Xilin Hot City, Inner Mongolia. Pratacuhural Science, 2015, 32(3): 311-321.

[16] Gao Q Z, Wan Y F, Xu H M. Alpine grassland degradation index and its response to recent climate variability in Northern Tibet, China. Quaternary International, 2010, 226(1): 143-150.

[17] Liu J Y, Xu X L, Shao Q Q. Grassland degradation in the “Three-River Headwaters” region, Qinghai Province. Journal of Geographical Sciences, 2008, 18(3): 259-273.

[18] Cao X J, Ganjujav H, Gao Q Z,etal. Temporal and spatial distribution of grassland and degradation in northern Tibet based on NDVI. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(3): 1-8.

曹旭娟, 干珠扎布, 高清竹, 等. 基于NDVI的藏北地區(qū)草地退化時(shí)空特征分析. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(3): 1-8.

[19] Lu H, Yao T, Li J H,etal. Vegetation and soil microorganism characteristics of degraded grasslands. Acta Prataculturae Sinica, 2015, 24(5): 34-43.

盧虎, 姚拓, 李建宏, 等. 高寒地區(qū)不同退化草地植被和土壤微生物特性及其相關(guān)性研究. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2015, 24(5): 34-43.

[20] Chen L L, Shi J J, Wang Y L,etal. Study on different degraded degrees grassland community structure characteristics of the alpine area. Acta Agrestia Sinica, 2016, 24(1): 211-215.

陳樂樂, 施建軍, 王彥龍, 等. 高寒地區(qū)不同退化程度草地群落結(jié)構(gòu)特征研究. 草地學(xué)報(bào), 2016, 24(1): 211-215.

[21] Wang X X, Dong S K, Yang B,etal. The effects of grassland degradation on plant diversity, primary productivity, and soil fertility in the alpine region of Asia’s headwaters. Environmental Monitoring and Assessment, 2014, 186(10): 6903-6917.

[22] Dong S K, Wen L, Li Y Y,etal. Soil-quality effect of grassland degradation and restoration on the Qinghai-Tibetan Plateau. Soil Science Society of America Journal, 2012, 76(6): 2256-2264.

[23] He F P, Zeng W J, Wang Z D,etal. Effect of temperate grassland deterioration on soil microbiological characteristics at different depths. Microbiology, 2016, 43(3): 702-711.

賀鳳鵬, 曾文靜, 王曌迪, 等. 溫帶草原退化對土壤剖面微生物學(xué)特征的影響. 微生物學(xué)通報(bào), 2016, 43(3): 702-711.

[24] Wen L, Dong S K, Zhu L,etal. The construction of grassland degradation index for alpine meadow in Qinghai-Tibetan Plateau. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2: 1966-1969.

[25] Lin Q, Wu Y, Liu H. Modification of fumigation extraction method for measuring soil microbial biomass carbon. Chinese Journal of Ecology, 1999, 18: 63-66.

[26] Brookes P C, Landman A, Pruden G,etal. Chloroform fumigation and the release of soil nitrogen: a rapid direct extraction method to measure microbial biomass nitrogen in soil. Soil Biology and Biochemistry, 1985, 17(6): 837-842.

[27] Li Z G. Research methods of soil environmental microorganism. Beijing: Science Press, 2009.

李振高. 土壤與環(huán)境微生物研究法. 北京: 科學(xué)出版社, 2009.

[28] Burger M, Jackson L E. Microbial immobilization of ammonium and nitrate in relation to ammonification and nitrification rates in organic and conventional cropping systems. Soil Biology and Biochemistry, 2003, 35(1): 29-36.

[29] Jonasson S, Castro J, Michelsen A. Interactions between plants, litter and microbes in cycling of nitrogen and phosphorus in the arctic. Soil Biology and Biochemistry, 2006, 38(3): 526-532.

[30] Wu J G, Chang W, Ai L,etal. The soil nitrogen mineralization under four typical ecosystem in Qilian Mountains. Ecology and Environmnet, 2007, 16(3): 1000-1006.

吳建國, 萇偉, 艾麗, 等. 祁連山中部四種典型生態(tài)系統(tǒng)土壤氮礦化的研究. 生態(tài)環(huán)境, 2007, 16(3): 1000-1006.

[31] Zhang S, Chen D, Sun D,etal. Impacts of altitude and position on the rates of soil nitrogen mineralization and nitrification in alpine meadows on the eastern Qinghai-Tibetan Plateau, China. Biology and Fertility of Soils, 2012, 48(4): 393-400.

[32] Bengtson P, Bengtsson G. Bacterial immobilization and remineralization of N at different growth rates and N concentrations. The International Society for Microbial Ecology Ecology, 2005, 54(1): 13-19.

[33] Myrold D D, Posavatz N R. Potential importance of bacteria and fungi in nitrate assimilation in soil. Soil Biology and Biochemistry, 2007, 39(7): 1737-1743.

[34] Petersen D G, Blazewicz S J, Firestone M,etal. Abundance of microbial genes associated with nitrogen cycling as indices of biogeochemical process rates across a vegetation gradient in Alaska. Environmental Microbiology, 2012, 14: 993-1008.

[35] Liu T Z, Nan Z B. Advances in nitrification and nitrifying bacteria in grassland soil. Pratacultural Science, 2011, 28(6): 951-958.

劉天增, 南志標(biāo). 草地硝化微生物與硝化作用研究進(jìn)展. 草業(yè)科學(xué), 2011, 28(6): 951-958.

[36] Chu H Y, Paul G. Soil microbial biomass, nutrient availability and nitrogen mineralization potential among vegetation-types in a low arctic tundra landscape. Plant and Soil, 2010, 329(1): 411-420.

[37] Wang L D, Wang F L, Guo C X,etal. Progress of soil enzymology. Soils, 2016, 48(1): 1-10.

王理德, 王方琳, 郭春秀, 等. 土壤酶學(xué)研究進(jìn)展. 土壤, 2016, 48(1): 1-10.

[38] Wang C, Long R, Wang Q,etal. Fertilization and litter effects on the functional group biomass, species diversity of plants, microbial biomass, and enzyme activity of two alpine meadow communities. Plant and Soil, 2010, 331(1/2): 377-389.

[39] Tian Y, Ouyang H, Gao Q,etal. Responses of soil nitrogen mineralization to temperature and moisture in alpine ecosystems on the Tibetan Plateau. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2(6): 218-224.

[40] Leiros M C, Trasar-Cepeda C, Seoane S,etal. Dependence of mineralization of soil organic matter on temperature and moisture. Soil Biology and Biochemistry, 1999, 31: 327-335.

[41] Veresoglou S D, Sen R, Mamolos A P,etal. Plant species identity and arbuscular mycorrhizal status modulate potential nitrification rates in nitrogen-limited grassland soils. Journal of Ecology, 2011, 99(6): 1339-1349.

[42] Qin Y, He F, Tong Z Y,etal. Influence of fertilizer use on nitrogen transformation in soils of theLeymuschinensissteppe. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(10): 48-55.

秦燕, 何峰, 仝宗永, 等. 施肥對羊草草原土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(10): 48-55.

[43] Oelmann Y, Buchmann N, Gleixner G,etal. Plant diversity effects on aboveground and belowground N pools in temperate grassland ecosystems: development in the first 5 years after establishment. Global Biogeochemical Cycles, 25(2): 415-421.

[44] Guntias M E, Leirós M C, Trasar-Cepeda C,etal. Effects of moisture and temperature on net soil nitrogen mineralization: a laboratory study. European Journal of Soil Biology, 2012, 48(1): 73-80.