全 文 ：植物生态学报 2013, 37 (11): 988–997 doi: 10.3724/SP.J.1258.2013.00102
Chinese Journal of Plant Ecology http://www.plant-ecology.com
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收稿日期Received: 2013-05-22 接受日期Accepted: 2013-10-05
* 通讯作者Author for correspondence (E-mail: henp@igsnrr.ac.cn)
青藏高原高寒草地土壤碳矿化及其温度敏感性
徐 丽1, 2 于书霞1 何念鹏2* 温学发2 石培礼2 张扬建2 代景忠3 王若梦2
1华中农业大学资源与环境学院, 武汉 430070; 2中国科学院地理科学与资源研究所生态系统网络观测与模拟重点实验室, 北京 100101; 3内蒙古农业
大学生态环境学院, 呼和浩特 010019
摘 要 青藏高原具有独特的海拔、气候和生态系统类型, 弄清其土壤有机质分解及其温度敏感性对于揭示青藏高原土壤碳
储量变化及其碳汇功能具有重要意义。该文利用青藏高原西北部草地的11个封育-自由放牧成对草地, 通过测定不同温度(5、
10、15、20和25 ℃)培养下的土壤碳矿化速率, 探讨了土地利用方式对该地区土壤碳矿化及其温度敏感性的影响。实验结果
表明: 温度对青藏高原高寒草地的土壤碳矿化具有显著影响, 温度越高土壤碳矿化量越大。从东至西, 土壤碳矿化量逐渐降
低。草地土壤碳矿化量与土壤有机碳和土壤全氮含量显著正相关; 即土壤有机碳和土壤全氮含量越高, 土壤碳矿化量就越高。
土地利用方式对土壤碳矿化的温度敏感性(Q10)无显著影响, Q10值变化范围为1.4–2.4; 其中, 放牧草地Q10的平均值为1.83, 封
育草地Q10的平均值为1.86。此外, Q10与土壤有机碳和土壤全氮含量无显著的相关关系, 也无明显的空间格局。放牧和封育对
青藏高原高寒草地土壤碳矿化的温度敏感性无显著影响, 为深入分析青藏高原土壤碳汇功能及其对未来气温升高的响应提
供了重要的理论依据。
关键词 土地利用方式, Q10, 青藏高原, 土壤有机质, 空间格局, 温度敏感性
Soil C mineralization and temperature sensitivity in alpine grasslands of the Qinghai-Xizang
Plateau
XU Li1,2, YU Shu-Xia1, HE Nian-Peng2*, WEN Xue-Fa2, SHI Pei-Li2, ZHANG Yang-Jian2, DAI Jing-Zhong3, and
WANG Ruo-Meng2
1College of Resources and Environment, Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China; 2Key Laboratory of Ecosystem Network Observation and
Modeling of Chinese Academy of Sciences, Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101,
China; and 3College of Ecology and Environmental Science, Inner Mongolia Agricultural University, Hohhot 010019, China
Abstract
Aims Currently, the temperature sensitivity of soil carbon (C) mineralization and the factors that control it are
the focus of studies on soil C cycle and global climate change. The main objectives of this study were to: (1) in-
vestigate the effects of temperature and land-use (fenced grassland vs. grazing grassland) on soil C mineralization
and its temperature sensitivity (Q10) in the grasslands of Qinghai-Xizang Plateau and (2) determine the relation-
ships of the rate of soil C mineralization with soil properties (e.g. soil organic carbon content (SOC), soil total ni-
trogen content (STN)).
Methods Eleven pairs of plots (fenced sites vs. grazing sites) were selected along an east–west transect in
northwest of Qinghai-Xizang Plateau. Soil samples were collected at a depth of 0–20 cm, to measure soil C min-
eralization rates under a temperature gradient (i.e. 5, 10, 15, 20, and 25 °C) in laboratory. Data for soil C miner-
alization rate on the 7th day and 56th day, respectively, were used to assess the short- and long-term effects.
Important findings Soil C mineralization rates declined from east to west on fenced sites, but varied slightly on
the grazing sites. Soil C mineralization rates increased significantly with increasing incubation temperature, and
were strongly related to SOC and STN; higher the SOC and STN, greater the accumulative soil C mineralization.
Q10 showed no apparent spatial pattern along the east–west transect, and was not susceptible to land-use with av-
erage Q10 values of 1.83 and 1.86 on the fenced sites and the grazing sites, respectively. Moreover, Q10 was not
correlated with either SOC or STN. Findings in this study provide new insights on the responses of soil C miner-
alization and its temperature sensitivity to land-use change on the Qinghai-Xizang Plateau, contributing important
information for evaluating soil C sequestration and its response to warming scenarios in this region.
Key words land use type, Q10, Qinghai-Xizang Plateau, soil organic matter, spatial pattern, temperature sensitivity
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土壤是陆地生态系统最大的碳库(约1 500 Pg
C), 约占其碳储量的67% (Jenkinson et al., 1991;
Hashimoto et al., 2004; Lal, 2004)。土壤碳汇功能取
决于新有机质输入与土壤有机质分解(输出)间的平
衡关系; 土壤有机质分解并释放CO2的过程(也可称
为土壤呼吸或土壤碳矿化)是生态系统碳循环的重
要组成部分, 对维持土壤碳库动态平衡起着重要作
用(刘绍辉和方精云, 1997)。土壤微生物作为土壤碳
矿化的动力, 对温度变化的响应十分敏感。温度的
微小波动就可能导致区域或全球大气CO2浓度的不
稳定。因此, 在全球变暖的背景下开展土壤碳矿化
及其温度敏感性的研究, 有助于揭示陆地生态系统
碳循环对全球变化的响应特征及其环境驱动机制
(IPCC, 2007)。
通常, 土壤碳矿化的研究途径主要包括原位测
定土壤呼吸和实验室培养测定土壤碳矿化速率两
类(范志平等, 2008), 研究内容涉及不同类型生态系
统的土壤呼吸强度(或土壤碳矿化速率)及其影响因
素、时空动态等(Frank et al., 2002; Ryan & Law,
2005; 栾军伟等, 2006)。温度作为土壤碳矿化的关
键调控因子, 备受关注。相应地, 国内外有关森林
和草地的土壤碳矿化及其温度敏感性的报道非常
多(艾丽等, 2007; 王清奎等, 2007; Chatterjee et al.,
2008; 王若梦等, 2013)。
青藏高原是我国高寒草地的主要分布区, 其独
特的地理环境、气候条件和生态系统类型使其具有
较高的碳储量(王根绪等, 2002; 乔春连等, 2012)。
同时, 青藏高原气候严酷, 陆地表层生态系统脆弱,
土壤碳储量对气候变化特别是温度升高的响应极
其敏感。针对青藏高原特定的生态系统, 学者们已
开展了较多的研究工作(白洁冰等, 2011; 廖艳等,
2011)。尽管如此, 当前气候变暖仍是青藏高原地区
面临的重要生态问题, 它对高寒草地土壤碳矿化的
影响亟待研究。此外, 不同土地利用方式对土壤碳
矿化的影响也有显著差异。青藏高原地区高寒草地
的两种主要土地利用方式——封育和自由放牧对
青藏高原高寒草地土壤碳矿化有何影响却不得而
知。
本文以青藏高原西北部草地为研究对象, 测定
了11组成对草地(封育-自由放牧草地)在不同温度
培养下的土壤碳矿化速率, 主要目的: 1)分析不同
土地利用方式对青藏高原草地土壤碳矿化及其温
度敏感性(Q10)的影响; 2)探讨土壤碳矿化、Q10与土
壤有机碳、总氮和植物地上生物量的关系。
1 实验材料和方法
1.1 研究区域概况
野外采样点主要分布在西藏的那曲和阿里地
区, 地理坐标是81°49′–91°58′ E, 31°22′–32°22′ N,
海拔4 500 m以上, 年平均气温–28–1.6 ℃, 年降水
量247.3–513.6 mm, 年蒸发量1 500–2 300 mm (杨
凯等, 2007)。受大气环流和地形的影响, 降水总体
趋势为由东向西、由南向北递减, 蒸发量由东南向
西北增大。草地是青藏高原面积最大的生态系统,
主要以高寒草甸和高寒草原为主(高清竹等, 2005)。
从东向西, 气候表现出湿润、半湿润、高寒湿润、
高寒半湿润、高寒半干旱和高寒干旱的水平地带性
变化; 同时, 草地植被大体上也呈现出由东往西的
高寒草甸、高寒草原、高寒半荒漠和高寒荒漠的演
替序列。
1.2 野外采样与调查
2011年7–8月 , 根据该地区封育草地的状况 ,
我们从东往西共布设了11个采样点(表1), 每个采样
点包括封育草地和放牧草地的成对样地。封育草地
四周建立围栏, 以排除大型牲畜的放牧干扰, 封育
措施大多从2008年开始, 其中1、3、8号样点从2006
年开始封育; 放牧样地的放牧方式和放牧强度遵照
当地习惯。
在每个实验样地, 先设置一条100 m的取样样
带, 每条样带上设置了4个1 m × 1 m样方。在完成样
方内地上生物量调查后, 采用直径为4 cm的土钻对
0–20 cm土壤进行取样, 每个样地获得4份土壤样品
(> 5 kg)。土壤样品在室内过2 mm土壤筛, 并手工挑
除根系和杂质; 对经过预处理的少量土壤样品(约
50 g)进行风干处理, 其余土壤在4 ℃冷藏。
1.3 室内培养与测试
1.3.1 土壤指标测定
经过预处理的土壤样品, 采用重铬酸-浓硫酸
外加热法测定土壤有机碳含量(SOC), 采用半微量
凯氏定氮法测定全氮含量(STN), 利用pH计(Meter
Toledo, Greifensee, Switzerland)测定土壤pH值(水土
比为2.5:1)。每项土壤指标测定4次。
1.3.2 室内培养与测定
首先利用简易法测定土壤饱和含水量(代景忠
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表1 实验样点的地理位置
Table 1 Geographical locations of experimental sites
封育草地 Fenced grassland (FG) 自由放牧草地 Grazing grassland (GG) 实验样点
Experimental site 经度 Longitude (E) 纬度 Latitude (N) 经度 Longitude (E) 纬度 Latitude (N)
样点1 Site 1 91.973 1° 31.383 5° 91.962 4° 31.376 4°
样点2 Site 2 91.723 8° 31.619 2° 91.719 8° 31.608 2°
样点3 Site 3 91.907 8° 32.302 9° 91.910 5° 32.305 0°
样点4 Site 4 90.459 8° 31.364 4° 90.399 0° 31.374 5°
样点5 Site 5 90.055 3° 31.497 4° 90.055 6° 31.497 8°
样点6 Site 6 90.244 1° 31.391 1° 90.244 4° 31.391 4°
样点7 Site 7 86.653 3° 32.337 9° 86.653 6° 32.338 2°
样点8 Site 8 86.796 9° 31.752 9° 86.797 2° 31.753 2°
样点9 Site 9 85.839 5° 31.924 6° 85.840 0° 31.924 9°
样点10 Site 10 82.910 0° 32.380 9° 82.910 6° 32.381 2°
样点11 Site 11 81.828 2° 32.074 8° 81.828 4° 32.075 3°


等, 2012), 随后将约25 g风干土重的土壤鲜样装入
100 mL塑料培养瓶, 添加5 g石英砂混匀后, 调节至
60%土壤饱和含水量。土壤样品先在20 ℃恒温箱内
放置一周, 再分别置于5、10、15、20和25 ℃恒温
培养箱。土壤碳矿化速率利用自主研发的土壤微生
物呼吸测定系统进行测定, 该装置的基本原理参见
相关文献(代景忠等, 2012; 王若梦等, 2013)。测试
频度为0、1、2、3、5、7、14、21、28、35、42、
49和56天, 培养测试实验共计8周, 测定了13次。本
研究共包括11个实验样点, 2种实验样地, 5个培养
温度梯度, 4次重复, 共计440个培养样品。
1.4 数据处理与统计分析
1.4.1 土壤碳矿化速率的计算方法
m
VCR βα ×××= (1)
式中: R表示土壤微生物呼吸速率(μg C·g–1·d–1), C表
示测试时间内CO2浓度变化的直线斜率, V表示培养
瓶和管线的总体积, m表示培养瓶内的土壤干重, α
是CO2气体质量转化系数, β是时间转化系数。
1.4.2 土壤碳矿化的温度敏感性(Q10)的计算方法
本文选择Q10来描述土壤碳矿化的温度敏感性,
它是指温度每升高10 ℃土壤碳矿化速率所增加的
倍数, Q10值越大温度敏感性越高。在具体数据分析
时, 利用培养7天和56天的数据来评估短期和长期
的温度敏感性。
土壤碳矿化速率与温度之间的关系基于指数
模型(陈全胜等, 2004b):
R = A× eBT (2)
式中: R是土壤碳矿化速率, T是培养温度, A是基质
质量指数(substrate quality index), 指温度为0 ℃时
土壤净矿化速率, B为温度反应系数。
Q10 = e10B (3)
采用成对t检验对土壤有机碳、总氮和pH等指
标进行显著性检验。利用单因子方差 (one-way
ANOVA)检验放牧和封育间的差异, 显著性检验水
平为p = 0.05。采用回归拟合方式分别探讨了土壤有
机碳、总氮含量以及植物地上生物量与土壤碳矿化
速率以及Q10之间的关系等。所有的统计分析均在
SPSS 13.0软件中完成。
2 实验结果
2.1 植被和土壤特征
从东往西, 优势植被呈现高山嵩草—紫花针茅
—沙生针茅的变化趋势, 土壤有机碳和全氮含量也
逐渐下降(表2)。除5、9、11号样点外, 其他8个样点
都是封育草地的土壤有机碳含量显著高于自由放
牧草地的土壤有机碳含量(p < 0.05); 除7、9号样点
外, 其他9个样点的封育草地的土壤全氮含量与放
牧草地的土壤全氮含量有显著差异(p < 0.05)。
2.2 土壤碳矿化累积量
2.2.1 土地利用方式和温度对土壤碳矿化累积量
的影响
整体来看, 东部实验样点的土壤碳矿化累积量
大于西部样点碳矿化累积量。实验样点从东向西,
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表2 实验样地的优势植被和土壤特征(平均值±标准偏差, n = 4)
Table 2 The dominant vegetation and soil properties on experimental sites (mean ± SD, n = 4)
实验样点
Experimental site
优势植被
Dominant vegetation
土地利用方式
Land-use type
有机碳含量
Organic carbon
content (g·kg–1)
全氮含量
Total nitrogen
content (g·kg–1)
pH
样点1 Site 1 高山嵩草 封育草地 Fenced grassland 19.04 ± 0.04a 1.52 ± 0.02a 8.04 ± 0.12a
Kobresia pygmaea 自由放牧草地 Grazing grassland 10.30 ± 0.01b 0.94 ± 0.01b 8.33 ± 0.36a
样点2 Site 2 高山嵩草 封育草地 Fenced grassland 24.42 ± 0.08a 1.91 ± 0.03a 8.56 ± 0.52a
K. pygmaea 自由放牧草地 Grazing grassland 13.31 ± 0.02b 1.21 ± 0.08b 7.77 ± 0.48a
样点3 Site 3 高山嵩草 封育草地 Fenced grassland 11.76 ± 0.01a 1.05 ± 0.00a 8.43 ± 0.05a
K. pygmaea 自由放牧草地 Grazing grassland 11.12 ± 0.01b 1.13 ± 0.01b 7.78 ± 0.41a
样点4 Site 4 紫花针茅 封育草地 Fenced grassland 12.27 ± 0.03a 1.18 ± 0.03a 7.79 ± 0.57a
Stipa purpurea 自由放牧草地 Grazing grassland 10.23 ± 0.01b 1.09 ± 0.03b 8.38 ± 0.19a
样点5 Site 5 紫花针茅和羊草 封育草地 Fenced grassland 10.31 ± 0.09a 1.04 ± 0.04a 9.07 ± 0.02a
S. purpurea and Leymus chinensis 自由放牧草地 Grazing grassland 8.92 ± 0.07a 1.14 ± 0.05b 8.53 ± 0.55a
样点6 Site 6 紫花针茅 封育草地 Fenced grassland 8.96 ± 0.06a 0.97 ± 0.01a 7.83 ± 0.30a
S. purpurea 自由放牧草地 Grazing grassland 12.17 ± 0.03b 1.21 ± 0.03b 8.33 ± 0.22a
样点7 Site 7 紫花针茅 封育草地 Fenced grassland 6.40 ± 0.16a 0.71 ± 0.04a 9.94 ± 0.01a
S. purpurea 自由放牧草地 Grazing grassland 3.95 ± 0.06b 0.70 ± 0.03a 10.09 ± 0.02b
样点8 Site 8 紫花针茅 封育草地 Fenced grassland 13.36 ± 0.13a 2.14 ± 0.05a 8.73 ± 0.03a
S. purpurea 自由放牧草地 Grazing grassland 10.14 ± 0.13b 1.39 ± 0.08b 8.53 ± 0.03b
样点9 Site 9 紫花针茅和薹草 封育草地 Fenced grassland 6.70 ± 0.31a 0.99 ± 0.03a 9.28 ± 0.03a
S. purpurea and Carex moorcroftii 自由放牧草地 Grazing grassland 6.91 ± 0.10a 1.03 ± 0.09a 8.94 ± 0.04b
样点10 Site 10 沙生针茅和羽状针茅 封育草地 Fenced grassland 17.40 ± 0.13a 1.23 ± 0.05a 8.62 ± 0.09a
S. purpurea and S. pennata 自由放牧草地 Grazing grassland 11.89 ± 0.16b 0.94 ± 0.02b 8.82 ± 0.03b
样点11 Site 11 沙生针茅和羽状针茅 封育草地 Fenced grassland 3.76 ± 0.31a 0.59 ± 0.06a 9.12 ± 0.01a
S. purpurea and S. pennata 自由放牧草地 Grazing grassland 6.55 ± 0.17a 0.79 ± 0.06b 9.05 ± 0.03b
数据后的不同字母表示样地间差异显著(p < 0.05).
Values designated with different letters are significantly different among experimental sites (p < 0.05).


封育草地的土壤碳矿化累积量显著减少, 而自由放
牧草地的土壤碳矿化累积量变化不大(图1)。以20
℃室内培养56天为例, 以高山嵩草为优势植被的样
点(1、2和3号), 封育草地的土壤碳矿化累积量约为
535 μg C·g–1, 自由放牧草地的土壤碳矿化累积量约
为347.2 μg C·g–1; 以紫花针茅为优势植被的样点
(4–9号), 封育草地的土壤碳矿化累积量约为420.3
μg C·g–1, 自由放牧草地的土壤碳矿化累积量约为
382.5 μg C·g–1; 以沙生针茅为优势植被的样点(10和
11号), 封育草地的土壤碳矿化累积量约为277.3 μg
C·g–1, 自由放牧草地的土壤碳矿化累积量约为
286.9 μg C·g–1。
11个样点配对t检验结果显示: 室内培养7天 ,
除3、8、9号样点外, 封育草地和自由放牧草地间差
异较显著(p < 0.05); 培养56天, 除3、7号样点外, 封
育草地和自由放牧草地差异较显著(p < 0.05) (表3)。
土地利用方式(F = 24.086, p < 0.001)和温度(F =
138.987, p < 0.001)对土壤碳矿化具有显著影响, 但
二者间不存在显著的交互效应(表4)。
2.2.2 土壤碳矿化累积量与土壤有机碳、全氮含量
和植物地上生物量的关系
培养7天和培养56天的土壤碳矿化量与SOC和
STN呈显著的指数相关关系, 随着SOC和STN的增
长, 土壤碳矿化呈指数增长。然而, 土壤碳矿化量
与植物地上生物量关系不显著(图2)。
2.3 土壤碳矿化温度敏感性(Q10)变化
2.3.1 土地利用方式对Q10的影响
从东往西, 不同样点的Q10相对较稳定。培养7
天, 封育草地Q10变化范围为1.70–2.00, 平均值为
1.83; 自由放牧草地Q10变化范围为1.42–2.35, 平均
值为1.86; 培养56天 , 封育草地Q1 0变化范围为
1.46–1.99, 平均值为1.74; 自由放牧草地Q10变化范
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图1 土壤碳矿化累积量随培养温度的变化(平均值±标准偏差)。
Fig. 1 Changes in accumulative soil C mineralization with incubation temperature (mean ± SD).


围为1.41–2.11, 平均值为1.76 (图3)。封育草地与放
牧草地间的Q10值差异不显著(数据未显示)。
2.3.2 Q10与土壤有机碳、土壤全氮含量和植物地上
生物量的关系
培养7天和56天的Q10和土壤有机碳、土壤总氮
含量和植物地上生物量无显著的相关关系(图4)。例
如培养56天, 土壤有机碳含量为3.76%时, Q10值为
1.71, 土壤有机碳含量为24.42%时, Q10值为1.72。
3 讨论和结论
从东至西, 封育草地和自由放牧草地的土壤碳
矿化量的变化格局均与土壤有机碳和全氮含量的
空间分布特征相对应, 并且表现出密切的正相关关
系。主要原因在于: 青藏高原海拔高、气温低、降
雨空间分布不均, 致使区域土壤有机碳和全氮等理
化性质存在差异, 并引起土壤微生物种类和地表植
被发生相应变化, 呈现出一定的空间分布格局(高
清竹等, 2005)。地表植被的变化影响凋落物和根系
输入量与理化性质的变化, 而土壤微生物的变化会
对土壤凋落物的分解产生显著影响, 二者共同作
用, 使土壤碳矿化量呈现出一定的空间分布变化格
局, 并且与土壤有机碳和全氮含量的分布格局相一
致。
不同土地利用方式(封育草地和自由放牧草地)
在一定程度上会改变地表植被和微生物生物量, 进
而影响土壤碳矿化率。与自由放牧相比, 从东到

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表3 实验样点间土壤碳矿化差异性比较
Table 3 Comparison of soil C mineralization across experi-
mental sites
D值是封育草地土壤碳矿化累积平均值与自由放牧草地土壤碳矿化
累积平均值的差值。
The value of D represents the difference of accumulative soil C miner-
alization between fenced grassland and grazing grassland.
西青藏高原8个封育高寒草地的土壤碳矿化量均高
于自由放牧草地。自由放牧在一定程度上加大了青
藏高原高寒草地土壤碳矿化量的空间差异性。位于
东部地区的样点, 气候条件相对较好, 土地利用方
式的变化直接造成土壤内部结构发生变化, 同时植
物群落的变化也会间接地影响土壤微生物群落种
类及其数量, 从而对土壤碳矿化产生重要影响; 然
而, 对西部的样点而言, 放牧的影响相对较小。其
他的相关研究也表明: 土地利用方式对土壤碳矿化
速率具有显著影响, 对于自由放牧草地, 其影响程
度与放牧强度、时间密切相关(Wu et al., 2003; 张金
波等, 2005; 刘燕萍等, 2011; Arevalo et al., 2012)。
土壤碳矿化是由微生物介导的氧化过程, 对温
度变化十分敏感。从东到西, 青藏高原高寒封育和
自由放牧草地的土壤碳矿化量均随着温度的升高
而明显增加。该结果与其他科学家在森林、湿地和
草原等生态系统的研究结果一致(Sierra, 2012)。在
温度较低时, 土壤微生物以及酶活性受到限制, 土


图2 土壤碳矿化与土壤有机碳含量、总氮含量、植物地上生物量的关系。
Fig. 2 Relationships of soil C mineralization with soil organic carbon content (SOC), soil total nitrogen content (STN) and above-
ground biomass of plants.


表4 土地利用方式和培养温度对土壤碳矿化的影响
Table 4 Effects of land use type and incubation temperature on the accumulative soil C mineralization
培养7天的土壤碳矿化累积量
Accumulative soil C mineralization
over a 7-day duration
培养56天的土壤碳矿化累积量
Accumulative soil C mineralization
over a 56-day duration
源 Source
F值 F value p值 p value F值 F value p值 p value
土地利用方式 Land use type (L) 24.086 <0.000 1 19.695 <0.000 1
温度 Temperature (T) 138.987 <0.000 1 112.975 <0.000 1
L × T 1.282 0.276 0.763 0.550
培养7天
Incubation for 7 d
培养56天
Incubation for 56 d
样点 Site
D 值
D value
(μg C·g–1 soil)
p值
p value
D 值
D value
(μg C·g–1 soil)
p值
p value
样点1 Site 1 25.92 0.023 148.99 0.012
样点2 Site 2 39.38 0.020 218.41 0.018
样点3 Site 3 –0.63 0.800 –41.79 0.091
样点4 Site 4 7.68 0.008 50.23 0.011
样点5 Site 5 9.96 0.003 70.45 0.006
样点6 Site 6 –9.81 0.010 –85.59 0.003
样点7 Site 7 1.70 0.047 31.94 0.123
样点8 Site 8 3.75 0.325 69.53 0.005
样点9 Site 9 5.75 0.064 58.81 0.009
样点10 Site 10 15.86 0.000 63.21 0.009
样点11 Site 11 –8.36 0.024 –80.58 0.012
994 植物生态学报 Chinese Journal of Plant Ecology 2013, 37 (11): 988–997

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图3 不同实验样点温度敏感性(Q10)值的变化。
Fig. 3 Changes in temperature sensitivity (Q10) value across different experimental plots.




图4 温度敏感性(Q10)与土壤有机碳含量、总氮含量以及植物地上生物量间的关系。
Fig. 4 Relationships of temperature sensitivity (Q10) with soil organic carbon content (SOC), soil total nitrogen content (STN) and
aboveground biomass of plants.


壤矿化速率较慢; 随着温度的升高, 土壤微生物以
及酶活性增强, 有效地促进了土壤碳矿化(陈全胜
等, 2004a; 吴建国等, 2007; 杨毅等, 2011)。
关于土壤呼吸(或土壤碳矿化)的温度敏感性,
学术界还存在很大的争议: 一种观点认为它相对稳
定(Mahecha et al., 2010); 另外一种观点认为它应该
存在很好的空间格局 (Vanhala et al., 2008; von
Lutzow & Kogel-Knabner, 2009)。大量研究表明: 土
壤底物质量是决定土壤碳矿化温度敏感性的重要
因素 (Gershenson et al., 2009; Wetterstedt et al.,
2010), 从而导致土壤碳矿化的温度敏感性存在一
定的空间格局。理论上, 封育草地具有更高的土壤
有机质含量, 因此其碳矿化速率应该更高, 而土壤
碳矿化的温度敏感性应更低(Conant et al., 2011;
Sierra, 2012)。然而, 本文的实验结果却显示青藏高
原封育草地和自由放牧草地土壤碳矿化的温度敏
感性差异不大, 并且它们与土壤有机碳含量、土壤
全氮含量和地上生物量间无显著的相关性。与自由
放牧草地相比, 封育后高寒草地土壤微生物群落结
构和数量可能发生了显著的变化, 而这种微生物群
徐丽等: 青藏高原高寒草地土壤碳矿化及其温度敏感性 995

doi: 10.3724/SP.J.1258.2013.00102
落结构和组成的变化可能是导致封育和自由放牧
草地间Q10差异不大的主要因素(Zhou et al., 2012)。
然而, 由于缺乏土壤微生物群落结构数据的支持,
有关机制还有待于进一步研究。
总之, 温度对青藏高原高寒草地的土壤碳矿化
具有重要影响, 在一定温度范围内, 温度越高, 土
壤碳矿化量越大。土地利用方式也是影响土壤碳矿
化的重要因素。整体而言, 封育草地的土壤碳矿化
量显著高于自由放牧草地。此外, 土壤碳矿化速率
与土壤有机碳和土壤全氮含量显著正相关, 土壤有
机碳和土壤全氮含量越高, 则土壤碳矿化量就越
高。封育草地和自由放牧草地土壤碳矿化的温度敏
感性都较为稳定, 且二者间差异不显著。然而, 本
文仅在同一水分条件下(60%饱和含水量)分析了温
度和土地利用方式对土壤碳矿化的影响, 对于青藏
高原高寒草地而言, 水分也是影响土壤碳矿化的重
要因素。因此, 在未来的研究中应更多地考虑土壤
水分和温度的耦合效应, 以便深入地揭示青藏高原
高寒草地土壤碳周转及其对气候变化的响应。
基金项目 国家科技支撑计划(2012BAC01B08)和
国家自然科学基金(31270519)。
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责任编委: 贺金生 责任编辑: 王 葳