全 文 ：氮素添加对贝加尔针茅草原凋落物分解的影响
于雯超１，２，３，宋晓龙２，３，修伟明２，３，张贵龙２，３，赵建宁２，３，杨殿林１，２，３
（１．沈阳农业大学园艺学院，辽宁 沈阳１１０８６６；２．农业部环境保护科研监测所，天津３００１９１；３．农业部产地环境质量重点实验室，天津３００１９１）
摘要：对内蒙古贝加尔针茅草原群落开展氮素添加实验，设置６个氮素添加水平，氮素类型为硝酸铵（ＮＨ４ＮＯ３）：
对照（Ｎ０），１．５ｇＮ／ｍ２（Ｎ１５）、３．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ３０）、５．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ５０）、１０．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ１００）和１５．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ１５０）。利
用凋落物网袋分解法，研究贝加尔针茅、羊草和冷蒿３种植物不同器官凋落物分解对氮素添加的响应。结果表明：
１）３种植物不同器官凋落物Ｃ残留率的季节变化与植物残留率的变化趋势相同，呈释放模式。２）贝加尔针茅各器
官凋落物分解９５％所需时间为３．７９～５．７５年。羊草各器官凋落物分解９５％所需时间为３．１２～６．３４年。冷蒿各
器官凋落物分解９５％所需时间为２．６９～６．８２年。３）不同植物、不同器官凋落物分解速率对氮素添加响应不同，初
始化学组成不是控制凋落物分解的主要影响因子。４）凋落物分解速率与土壤铵态氮、硝态氮和土壤含水量无显著
相关性，冷蒿凋落物与土壤微生物量碳氮显著相关。５）本试验进行期间，氮素添加对各器官凋落物分解无一致影
响，仅个别施氮水平对不同器官凋落物分解速率及养分释放有促进或抑制作用。在氮素添加背景下，凋落物分解
受到时间、分解底物类型及氮素输入水平的共同影响。
关键词：贝加尔针茅草原；氮沉降；凋落物；分解速率；养分变化；根茎叶组织
中图分类号：Ｓ８１２．２９ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００４５７５９（２０１４）０５００４９１２
犇犗犐：１０．１１６８６／ｃｙｘｂ２０１４０５０６
２０世纪以来，矿物燃料的大量燃烧、含氮化肥的生产和使用、人口增长和畜牧业发展等加速了全球含氮化合
物的固定和排放，大气氮（包括ＮＨｘ和ＮＯｘ）沉降增加已成为一个日趋严重的全球变化现象［１］。有研究表明，欧
洲中部每年有１．５～３．０ｇ／ｍ２ 的大气氮沉降量到达土壤，已经远远超过了自然界天然固氮的量［２］。过量的氮沉
降可引发土壤酸化、土壤微环境和土壤养分有效性改变等一系列生态问题［３］。作为地球陆地表面最大的绿色植
被层，天然草地在维护全球碳氮平衡等方面具有重要的生态功能，是对全球变化反应最明显的生态系统类型之
一［４］。植物新陈代谢过程中产生的凋落物，其分解是生态系统物质循环和能量转换的主要途径，对调节土壤养分
和维持草地生产力具有重要作用，在全球碳氮循环中受到越来越多的关注［５］。凋落物分解受非生物因素与生物
因素共同的控制［６］，其分解速率影响着凋落物地表营养积累的速度及氮磷等营养元素和其他物质向土壤的归还，
是土壤－植物亚系统物质循环中的重要环节［７］。
早在１８７６年，德国的Ｅｂｅｒｍａｙｅｒ［８］就开始研究凋落物在养分循环中的作用。此后国外许多学者对世界范围
内凋落物的分解及养分释放进行了大量报道，但更多是关注森林生态系统。直至２０世纪８０年代，草地凋落物的
研究才逐渐开展，而系统地研究草地凋落物的报道相对较少［９］。在全球变化的背景下，作为生物地球化学循环的
重要组成部分，草地凋落物分解的研究已逐渐被重视［１０］。
国内外关于氮沉降对凋落物分解速率影响的研究结果，因生态系统类型、研究地点、植物种类、研究方法和时
间长短不同而不同，大致可分为３种情况：一是促进凋落物的分解［１１１２］，认为凋落物中Ｎ含量的增加加快了分解
速率。二是抑制凋落物的分解［１３］，认为氮沉降改变了参与分解的微生物种类及活性。三是无影响［１４］，认为Ｎ元
素并不是控制分解的主要因素，凋落物及其分解环境中Ｎ含量已饱和，木质素降解的抑制作用抵消了氮素对凋
落物分解的促进作用，或受到其他因素的限制。
第２３卷 第５期
Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５
草 业 学 报
ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ
４９－６０
２０１４年１０月
收稿日期：２０１３０９０４；改回日期：２０１３１０２２
基金项目：国家自然科学基金项目（３１１７０４３５），“十二五”国家科技计划项目（２０１２ＢＡＤ１３Ｂ０７），中央级公益性科研院所基本科研业务费专项资金
（农业部环境保护科研监测所）和农业部产地环境质量重点实验室／天津市农业环境与农产品安全重点实验室开放基金项目资助。
作者简介：于雯超（１９８８），女，辽宁大连人，在读硕士。Ｅｍａｉｌ：ｌｅｉｓｉｔｕｚｉ＠１６３．ｃｏｍ
通讯作者。Ｅｍａｉｌ：ｙａｎｇｄｉａｎｌｉｎ＠ｃａａｓ．ｃｎ
贝加尔针茅（犛狋犻狆犪犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊）草原是亚洲中部草原区所特有的草原群系，是草甸草原的代表类型之一。在
我国主要分布在松辽平原、蒙古高原东部的森林草原地带［１５］。贝加尔针茅草原地处我国温带大陆性气候区，养
分有效性是其植被生长的限制因子之一，是开展温带草原生态系统对全球变化响应研究的理想试验平台［１６］。试
验通过氮素输入增加，对比贝加尔针茅草原生态系统主要植物不同器官凋落物（叶、茎、根）分解速率及养分变化
对氮素的响应。为分析和评估全球变化对贝加尔针茅草原的影响，制定科学的草原生态系统氮素管理对策提供
理论依据和技术支撑。
１ 材料与方法
１．１ 研究区自然概况
研究区域位于内蒙古大兴安岭西麓，呼伦贝尔市鄂温克族自治旗境内。地理位置为北纬４８°２７′～４８°３５′，东
经１１９°３５′～１１９°４１′，海拔为７６０～７７０ｍ。地势平坦，属于温带草甸草原区。半干旱大陆性季风气候。年均气温
－１．６℃，年降水量３２８．７ｍｍ，年蒸发量１４７８．８ｍｍ，≥０℃年积温２５６７．５℃，年均风速４ｍ／ｓ，无霜期１１３ｄ。土
壤类型为暗栗钙土。常见有贝加尔针茅、羊草（犔犲狔犿狌狊犮犺犻狀犲狀狊犻狊），日荫菅（犆犪狉犲狓狆犲犱犻犳狅狉犿犻狊）、变蒿（犃狉狋犲犿犻狊犻犪
犮狅犿犿狌狋犪狋犪）、扁蓿豆（犘狅犮狅犮犽犻犪狉狌狋犺犲狀犻犮犪）、草地麻花头（犛犲狉狉犪狋狌犾犪狔犪犿犪狋狊狌狋犪狀犪）、冷蒿（犃狉狋犲犿犻狊犻犪犳狉犻犵犻犱犪）、多
叶隐子草（犆犾犲犻狊狋狅犵犲狀犲狊狆狅犾狔狆犺狔犾犾犪）、多茎野豌豆（犞犻犮犻犪犿狌犾狋犻犮犪狌犾犻狊）、寸草苔（犆犪狉犲狓犱狌狉犻狌狊犮狌犾犪）等。共有植物
６６种，分属２１科４９属［１５］。
１．２ 试验设计
在贝加尔针茅草甸草原选择地势平坦、植被有代表性的地段设置试验样地。共设置６个氮素添加梯度：对照
（Ｎ０），添加１．５ｇＮ／ｍ２（Ｎ１５）、３．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ３０）、５．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ５０）、１０．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ１００）和１５．０ｇＮ／ｍ２（Ｎ１５０）
（不包括大气沉降的氮量）。共１２个小区，６次重复。小区面积８ｍ×８ｍ，为避免小区之间的边缘效应和相互干
扰，小区之间设置２ｍ的隔离带。氮素处理强度和频度参考国际上同类研究的处理方法［１７］。２０１０年开始，每月
施氮１次，每月１－３日进行，生长季（５－９月）均匀施肥，将各水平氮素所需ＮＨ４ＮＯ３ 溶解在８Ｌ自来水中（每次
增水量约为０．２ｍｍ，均匀喷施其强度不会造成凋落物破碎），水溶后均匀喷施到小区内。对照小区同时喷洒相
同量的水，以避免施氮期间因外加水量差异而对草地凋落物分解产生影响。非生长季（１０月－翌年４月），将每
个小区每次所需氮素与风干土按肥土比１∶１０的比例充分混匀，在无风时模拟干沉降的方式直接撒施。同一小
区每年施氮量相同。
１．３ 凋落物的采集、布置及分析方法
根据试验样地群落物种优势程度和物种特性，选择多年生丛生禾草贝加尔针茅、多年生根茎禾草羊草、小半
灌木冷蒿３个代表性植物为研究对象。分别在生长季临近结束时，在未经试验处理过的正常生长立地上收集新
凋落或虽已枯死但仍连接在植株上的组织（叶片、茎），收集直径小于５ｍｍ的细根，地上部分和地下部分同时收
集。将风干的凋落物分别装入大小为１５ｃｍ×２５ｃｍ，孔径为０．２ｍｍ的尼龙网袋。装袋量以干重８．０ｇ为标准，
每袋样品装样量一致，每处理小区贝加尔针茅、羊草和冷蒿各器官（叶、茎、细根）分别布置３袋，共６次重复（其中
贝加尔针茅茎生物量仅占地上总生物量的１７％，叶片占８３％，茎分配量较低［１８］，故不做贝加尔针茅茎凋落物处
理）。２０１１年８月２０日将装有凋落物的分解网袋布置在施氮处理的样地中。地上部凋落物分解网袋用铁丝固
定在小区土壤表面，将细根凋落物分解网袋埋入土壤中，用铁锨以４５°倾角挖进土壤约１５ｃｍ 深，把根系分解网
袋插进缝隙中，每个网袋间隔５０ｃｍ。
２０１２年６月２０日、８月２０日和１０月２０日回收样品，同一种样品在每个处理小区取回１袋。带回实验室，
清除凋落物表面附着的泥沙和其他杂质。然后将取回的凋落物从分解网袋中转移到信封中，置于烘箱，于７０℃
下烘４８ｈ，称重并记录凋落物样品的剩余干重。凋落物样品称重后粉碎，进行Ｃ、Ｎ、Ｐ、Ｋ含量的分析测定。Ｃ含
量采用重铬酸钾容量法－硫酸外加热法测定［１９］；Ｎ含量采用 Ｈ２Ｏ２／Ｈ２ＳＯ４ 消煮后，使用 ＡＡ３流动分析仪测
定［２０］，Ｐ含量采用钼锑抗比色法测定［２１］，Ｋ含量采用火焰光度计法测定［２２］。
０５ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５
１．４ 数据分析
凋落物分解速率（犽）：采用负指数衰减模型犡狋／犡ｏ＝犪ｅ－犽狋计算，式中，犡狋 表示分解一段时间狋后凋落物残留
的重量，犡ｏ表示分解凋落物的初始重量，犪为拟合参数，犽为凋落物分解系数（ｇ／ｇ·ａ），狋为凋落物分解时间，通常
以年表示。
元素残留率（犚）：犚＝（犆ｔ×犡狋）／（犆０×犡０）×１００％，式中，犆狋 为狋时刻凋落物元素含量（ｍｇ／ｇ），犡狋 为狋时刻
凋落物干重（ｇ），犆０ 为初始元素含量（ｍｇ／ｇ），犡０ 为初始干重（ｇ）。
３种主要植物不同器官凋落物元素净释放率（ＮＲ）：犖犚＝１００－犚，式中，犚为元素残留率。当犚＞０时表示
至分解结束时该元素为净释放，反之为净富集。
利用ＳＰＳＳ１６．０进行ｏｎｅｗａｙＡＮＯＶＡ统计分析，通过单因素方差分析和ＬＳＤ多重比较分析不同施氮水
平、不同植物器官凋落物残留率的差异及各凋落物组分间初始元素含量的差异。
２ 结果与分析
２．１ ３种植物凋落物初始化学特性
比较贝加尔针茅、羊草和冷蒿３种植物叶、茎和根系不同器官凋落物初始化学组成（表１），不同植物的同一
器官和同一植物的不同器官凋落物初始化学组成存在一定的差异，可能是造成凋落物分解差异的直接原因。如，
叶凋落物的Ｃ、Ｎ、Ｐ和Ｋ元素含量：冷蒿＞羊草＞贝加尔针茅，茎凋落物的Ｃ、Ｎ、Ｐ和Ｋ元素含量：羊草＞冷蒿；
根凋落物的Ｃ元素含量：羊草＞贝加尔针茅＞冷蒿。３种植物凋落物叶凋落物Ｃ和Ｎ元素含量均最高，具有较
高的基质质量。
表１ ３种植物叶、茎、根凋落物初始化学元素含量
犜犪犫犾犲１ 犐狀犻狋犻犪犾犮犺犲犿犻犮犪犾犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀狅犳狋犺狉犲犲犾犻狋狋犲狉犳狉犪犮狋犻狅狀狊
种类Ｓｐｅｃｉｅｓ 器官 Ｔｉｓｓｕｅｓ 碳Ｃａｒｂｏｎ（ｍｇ／ｇ） 氮Ｎｉｔｒｏｇｅｎ（ｍｇ／ｇ） 磷Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ（ｍｇ／ｇ）钾Ｐｏｔａｓｓｉｕｍ（ｍｇ／ｇ） Ｃ／Ｎ
贝加尔针茅
犛．犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊
叶Ｌｅａｆ ４３６．９±１３．２５ａ １４．４±０．１５ａ ０．８９±０．２１ａ １０．８±０．２０ａ ３０±０．６３ｂ
根 Ｒｏｏｔ ３４９．９±８２．０３ｂ ８．９±０．７８ｂ ０．６３±０．１７ａ ４．９±１．０３ｂ ５０±６．２８ａ
羊草犔．犮犺犻狀犲狀狊犻狊 叶Ｌｅａｆ ４５１．７±２．３６ａ １６．５±１．１９ａ ０．８９±０．１０ａ １１．９±０．４４ａ ２７±２．０８ｂ
茎Ｓｔｅｍ ４２０．５±３６．６８ａ ７．９±０．６３ｂ ０．８３±０．１２ａ １０．２±０．５３ｂ ５３±５．１１ａ
根 Ｒｏｏｔ ３９６．２±４０．３０ａ ７．９±０．７０ｂ ０．６３±０．０６ｂ ４．９±０．９６ｃ ５０±８．７５ａ
冷蒿犃．犳狉犻犵犻犱犪 叶Ｌｅａｆ ４６０．７±７５．１６ａ ２１．１±０．６４ａ １．７８±０．２０ａ １８．５±１．５９ａ ２２±１．２７ｂ
茎Ｓｔｅｍ ３５４．９±５３．９８ａｂ ７．２±１．３４ｃ ０．６８±０．０８ｂ １０．２±０．２６ｃ ４９±１０．３６ａ
根 Ｒｏｏｔ ３１３．０±３９．１６ｂ ９．０±０．２７ｂ ０．６７±０．１３ｂ １４．０±０．１１ｂ ３５±７．８８ｂ
注：同一植物同列数值中不同小写字母表示差异显著（犘＜０．０５），平均值±ＳＥ。
Ｎｏｔｅ：Ｖａｌｕｅｓｗｉｔｈｉｎｔｈｅｓａｍｅｃｏｌｕｍｎｗｉｔｈｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｍａｌｌｅｔｔｅｒｓｍｅａｎｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌ，ａｖｅｒａｇｅ±ＳＥ．
２．２ 氮素添加对凋落物重量变化的影响
在凋落物分解过程中，凋落物重量变化是衡量凋落物分解速度快慢的指标之一。因此，计算凋落物残留率能
够直观反映凋落物分解速度的动态变化过程。在６个氮素添加水平（Ｎ０、Ｎ１５、Ｎ３０、Ｎ５０、Ｎ１００和Ｎ１５０）处理下，贝加
尔针茅、羊草和冷蒿不同分解器官凋落物，随着分解时间的增加，凋落物残留率均呈持续下降趋势（图１）。３种主
要植物器官凋落物的重量变化对氮素添加响应不同。
贝加尔针茅叶片凋落物在各氮素添加水平下干物质残留率差异不显著，仅分解后期Ｎ１００水平下残留率显著
低于对照。贝加尔针茅根凋落物在各氮素添加水平下干物质残留率差异也不显著。这一结果表明，氮素添加对
叶、根凋落物分解影响不大，仅Ｎ１００添加水平在分解后期对贝加尔针茅叶凋落物分解表现出促进作用。
羊草叶片凋落物在各氮素添加水平下干物质残留率差异不显著。分解初期氮素添加对羊草茎和根凋落物残
留率的影响均不显著。至分解后期，Ｎ１５０水平下羊草茎残留率显著高于对照。Ｎ３０水平根的残留率显著高于对
１５第２３卷第５期 草业学报２０１４年
照，其余施氮水平均差异不显著。这一结果表明，氮素添加对羊草不同器官凋落物的分解影响不明显，仅在Ｎ１５０
氮素添加水平对茎的分解表现出抑制作用，Ｎ３０水平对根的分解表现出抑制作用。
冷蒿叶片凋落物在分解前期各氮素添加水平下残留率差异不显著，而至分解后期Ｎ５０显著促进其叶凋落物
的分解，其余氮素添加水平对冷蒿叶片的分解作用不明显。不同氮素添加水平下冷蒿茎和根的残留率与对照差
异不显著，仅Ｎ３０水平相对于Ｎ１５０水平显著抑制了冷蒿根的分解。这一结果表明，氮素添加对冷蒿叶、茎和根的
分解作用不明显，仅Ｎ５０添加水平能显著促进冷蒿叶凋落物的分解。
图１ 不同植物各器官凋落物残留率
犉犻犵．１ 犔犻狋狋犲狉犿犪狊狊犾狅狊狊（狉犲犿犪犻狀犻狀犵犿犪狊狊狆犲狉犮犲狀狋犪犵犲犮犺犪狀犵犲狊）狅犳犲犪犮犺犾犻狋狋犲狉犳狉犪犮狋犻狅狀
表示不同处理之间差异显著（犘＜０．０５）。ｄｅｎｏｔｅｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｂｅｔｗｅｅｎｔｒｅａｔｍｅｎｔｓａｔ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌ．Ａ．贝加尔针茅犛．犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊；Ｂ．
羊草犔．犮犺犻狀犲狀狊犻狊；Ｃ．冷蒿犃．犳狉犻犵犻犱．下同Ｔｈｅｓａｍｅｂｅｌｏｗ．
２．３ 凋落物分解速率模型模拟
凋落物分解是一个长期而复杂的动态过程，凋落物分解速率一般采用国内外通用的 Ｏｌｓｏｎ指数模型犡狋／
犡ｏ＝犪ｅ－犽狋进行分解速率的计算［１７］。根据此公式，可模拟出凋落物残留率随时间变化的指数回归方程，进而推算
出不同凋落物分解５０％即半分解时间和分解９５％所需的时间（表２）。
２５ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５
表２ ３种植物凋落物不同器官分解速率残留率随时间的指数方程
犜犪犫犾犲２ 犈狇狌犪狋犻狅狀狅犳犱犻犳犳犲狉犲狀狋犾犻狋狋犲狉犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀狉犲犿犪犻狀狊犳狅狉犲犪犮犺犾犻狋狋犲狉犳狉犪犮狋犻狅狀
凋落物种类
Ｓｐｅｃｉｅｓ
器官
Ｔｉｓｓｕｅｓ
施氮水平
Ｆｅｒｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ
ｌｅｖｅｌ
回归方程
Ｅｑｕａｔｉｏｎ
相关系数（Ｒ）
Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ
ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ
分解系数
Ｒｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ
半分解时间Ｔｉｍｅｏｆ
ｈａｌｆｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
（年Ｙｅａｒ）
分解９５％时间 Ｔｉｍｅｏｆ
９５％ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
（年Ｙｅａｒ）
贝加尔针茅
犛．犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊
叶 Ｎ０ 狔＝１３２．３１ｅ－０．６４５狋 ０．９５４ ０．６４５ １．５１ ５．０８
Ｌｅａｆ Ｎ１５ 狔＝１６０．６４ｅ－０．８５１狋 ０．９１５ ０．８５１ １．３７ ４．０８
Ｎ３０ 狔＝１７０．０６ｅ－０．９００狋 ０．９４７ ０．９００ １．３６ ３．９２
Ｎ５０ 狔＝１４６．９６ｅ－０．７５５狋 ０．９１６ ０．７５５ １．４３ ４．４８
Ｎ１００ 狔＝１６５．７０ｅ－０．９２３狋 ０．９５７ ０．９２３ １．３０ ３．７９
Ｎ１５０ 狔＝１５３．５７ｅ－０．７９５狋 ０．９５６ ０．７９５ １．４１ ４．３１
根 Ｎ０ 狔＝１３８．９６ｅ－０．５９６狋 ０．９９１ ０．５９６ １．７２ ５．５８
Ｒｏｏｔ Ｎ１５ 狔＝１４３．６２ｅ－０．６６４狋 ０．８９１ ０．６６４ １．５９ ５．０６
Ｎ３０ 狔＝１３５．６６ｅ－０．５７４狋 ０．９１８ ０．５７４ １．７４ ５．７５
Ｎ５０ 狔＝１３７．４４ｅ－０．６４０狋 ０．６７０ ０．６４０ １．５８ ５．１８
Ｎ１００ 狔＝１４６．６７ｅ－０．７２９狋 ０．７４１ ０．７２９ １．４８ ４．６３
Ｎ１５０ 狔＝１５４．９６ｅ０．７９９狋 ０．７８６ ０．７９９ １．４２ ４．２９
羊草
犔．犮犺犻狀犲狀狊犻狊
叶 Ｎ０ 狔＝１６５．２０ｅ－０．８６８狋 ０．９９０ ０．８６８ １．３８ ４．０３
Ｌｅａｆ Ｎ１５ 狔＝１９０．９８ｅ－０．９９７狋 ０．９４４ ０．９９７ １．３４ ３．６５
Ｎ３０ 狔＝１７６．１２ｅ－０．９７３狋 ０．９８６ ０．９７３ １．２９ ３．６６
Ｎ５０ 狔＝１８２．５８ｅ－０．９８７狋 ０．９５５ ０．９８７ １．３１ ３．６５
Ｎ１００ 狔＝１７７．００ｅ－０．９７５狋 ０．９３９ ０．９６１ １．３２ ３．７１
Ｎ１５０ 狔＝１９０．０３ｅ－１．０１５狋 ０．９８１ １．０１５ １．３２ ３．５８
茎 Ｎ０ 狔＝１７８．６０ｅ－０．９１０狋 ０．９７７ ０．９１０ １．４０ ３．９３
Ｓｔｅｍ Ｎ１５ 狔＝１７６．４７ｅ－０．９０４狋 ０．９６５ ０．９０４ １．４０ ３．９４
Ｎ３０ 狔＝１９０．２２ｅ－０．９８８狋 ０．９５５ ０．９８８ １．３５ ３．６８
Ｎ５０ 狔＝１７４．０２ｅ－０．９１５狋 ０．９７７ ０．９１５ １．３６ ３．８８
Ｎ１００ 狔＝１８５．５２ｅ－０．９７４狋 ０．９６３ ０．９７４ １．３５ ３．７１
Ｎ１５０ 狔＝１４１．７６ｅ－０．６６５狋 ０．９０９ ０．６６５ １．５７ ５．０２
根 Ｎ０ 狔＝１８１．４８ｅ－１．０１７狋 ０．９７５ １．０１７ １．２７ ３．５３
Ｒｏｏｔ Ｎ１５ 狔＝１４９．３３ｅ－０．８１１狋 ０．７８２ ０．８１１ １．３５ ４．１９
Ｎ３０ 狔＝１１８．８９ｅ－０．５００狋 ０．６７０ ０．５００ １．７３ ６．３４
Ｎ５０ 狔＝１６２．９１ｅ－０．９０８狋 ０．７９２ ０．９０８ １．３０ ３．８４
Ｎ１００ 狔＝１５６．０５ｅ－０．９１６狋 ０．７８７ ０．９１６ １．２４ ３．７６
Ｎ１５０ 狔＝１５９．５２ｅ－０．８６４狋 ０．８３０ ０．８６４ １．３４ ４．００
冷蒿
犃．犳狉犻犵犻犱犪
叶 Ｎ０ 狔＝１６５．７０ｅ－０．９７９狋 ０．９９１ ０．９７９ １．２２ ３．５８
Ｌｅａｆ Ｎ１５ 狔＝１９１．７５ｅ－１．１７６狋 ０．９６６ １．１７６ １．１４ ３．１０
Ｎ３０ 狔＝２０６．６８ｅ－１．２８２狋 ０．９３６ １．２８２ １．１１ ２．９０
Ｎ５０ 狔＝２４２．７８ｅ－１．４４１狋 ０．９０８ １．４４１ １．１０ ２．６９
Ｎ１００ 狔＝１７０．２３ｅ－１．０７６狋 ０．９６０ １．０７６ １．１４ ３．２８
Ｎ１５０ 狔＝１９６．０１ｅ－１．２１１狋 ０．９６０ １．２１１ １．１３ ３．０３
茎 Ｎ０ 狔＝１６１．９３ｅ－０．８５７狋 ０．９８７ ０．８５７ １．３５ ３．９２
Ｓｔｅｍ Ｎ１５ 狔＝１５３．１１ｅ－０．８２２狋 ０．９４６ ０．８２２ １．３６ ４．１６
Ｎ３０ 狔＝１３９．３８ｅ－０．７４７狋 ０．９７６ ０．７４７ １．３７ ４．４５
Ｎ５０ 狔＝１５０．５３ｅ－０．８１７狋 ０．９４３ ０．８１７ １．３５ ４．１７
Ｎ１００ 狔＝１５５．１２ｅ－０．８３４狋 ０．９２６ ０．８３４ １．３６ ４．１２
Ｎ１５０ 狔＝１６８．７１ｅ－０．８９９狋 ０．９６４ ０．８９９ １．３５ ３．９１
３５第２３卷第５期 草业学报２０１４年
续表２ Ｃｏｎｔｉｎｕｅｄ
凋落物种类
Ｓｐｅｃｉｅｓ
器官
Ｔｉｓｓｕｅｓ
施氮水平
Ｆｅｒｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ
ｌｅｖｅｌ
回归方程
Ｅｑｕａｔｉｏｎ
相关系数（Ｒ）
Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ
ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ
分解系数
Ｒｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ
半分解时间Ｔｉｍｅｏｆ
ｈａｌｆｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
（年Ｙｅａｒ）
分解９５％时间 Ｔｉｍｅｏｆ
９５％ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ
（年Ｙｅａｒ）
冷蒿
犃．犳狉犻犵犻犱犪
根 Ｎ０ 狔＝１３２．１８ｅ－０．７６９狋 ０．９６９ ０．７６９ １．２６ ４．２６
Ｒｏｏｔ Ｎ１５ 狔＝１１４．６８ｅ－０．６１１狋 ０．８２３ ０．６１１ １．３６ ５．１２
Ｎ３０ 狔＝１０１．４１ｅ－０．４４１狋 ０．８３４ ０．４４１ １．６０ ６．８２
Ｎ５０ 狔＝１３２．３１ｅ－０．７５６狋 ０．８５１ ０．７５６ １．２９ ４．３３
Ｎ１００ 狔＝１０４．８１ｅ－０．５００狋 ０．７３３ ０．５００ １．４８ ６．０８
Ｎ１５０ 狔＝１６２．２６ｅ－１．０２８狋 ０．８２８ １．０２８ １．１５ ３．３８
贝加尔针茅、羊草和冷蒿各器官凋落物在不同施氮水平下年分解系数变化范围分别为０．６４０～０．９２３、
０．５００～１．０１７、０．４４１～１．４４１；凋落物分解９５％所需时间为凋落物分解的周转期［２３］。贝加尔针茅各器官凋落物
分解的周转期为３．７９～５．７５年，叶和根分别在Ｎ１００和Ｎ１５０水平下分解时间最短，分别为３．７９年和４．２９年。羊
草各器官凋落物分解周转期为３．５３～６．３４年，叶凋落物在Ｎ１５０时分解周转期最短为３．５８年；茎凋落物在Ｎ３０水
平下所需时间最短为３．６８年，而氮素添加会延长羊草根凋落物的分解时间，对照区羊草根系凋落物分解时间最
短为３．５３年。冷蒿各器官凋落物分解９５％所需时间周转期为２．６９～６．８２年，冷蒿叶凋落物在Ｎ５０水平下所需
时间最短为２．６９年。冷蒿茎和根凋落物在Ｎ１５０水平下所需时间最短，分别为３．９１年和３．３８年。整体来看，不
同植物分解周转期差异较明显。添加氮素能缩短３种植物叶凋落物分解时间；仅Ｎ１５０显著延长羊草茎凋落物分
解周转期，其余施氮水平均缩短其分解时间，而Ｎ１５０对冷蒿茎凋落物分解时间作用不明显，其余均延长冷蒿茎凋
落物分解周转期。Ｎ３０延长贝加尔针茅根凋落物分解周转期，其余氮素添加水平均缩短其分解时间，而延长了羊
草和冷蒿根凋落物分解周转期，Ｎ３０水平的延长作用较明显。
２．４ 凋落物Ｃ、Ｎ释放对氮素添加的响应
贝加尔针茅、羊草和冷蒿不同器官凋落物Ｃ元素残留率随分解时间的增加逐渐下降（图２）。氮素添加对贝
加尔针茅叶凋落物Ｃ含量的变化无显著影响，而显著降低了贝加尔针茅根凋落物分解后期Ｃ残留率。羊草叶、
茎和根凋落物随着自身的分解Ｃ残留率下降。其中羊草茎凋落物在分解初期Ｃ释放的较为缓慢，随后迅速下
降。氮素添加对羊草叶凋落物分解过程中Ｃ残留率变化无显著影响，而分解后期Ｎ１５和Ｎ３０分别显著增加茎和根
凋落物Ｃ残留率。Ｎ５０显著降低了冷蒿叶分解后期Ｃ残留率，而施氮对其茎凋落物Ｃ残留率变化无显著影响，
Ｎ１００显著增加冷蒿根凋落物分解后期Ｃ残留率。总的来说，３种植物各器官凋落物Ｃ元素呈持续释放，与植物凋
落物残留率趋势相同。氮素添加对３种凋落物不同器官分解过程中Ｃ残留量的变化无显著影响，仅在个别氮素
添加水平对某些器官凋落物Ｃ的释放有促进或抑制作用，其原因有待进一步深入研究。
贝加尔针茅、羊草和冷蒿３种植物凋落物Ｎ含量的动态变化趋势大致相近，在分解过程中呈释放－富集模
式（图３），仅羊草茎凋落物在分解初期出现短期的少量富集现象。除Ｎ１５水平外，其余５个施氮水平均显著降低
贝加尔针茅叶凋落物分解后期Ｎ元素的释放，Ｎ１００显著降低其根凋落物后期Ｎ的释放；Ｎ５０、Ｎ１００和Ｎ１５０显著降低
羊草叶凋落物分解后期Ｎ的释放。Ｎ１５和Ｎ１５０显著降低羊草根凋落物分解后期Ｎ的释放。Ｎ１５和Ｎ５０显著降低冷
蒿叶凋落物分解后期Ｎ的释放，羊草和冷蒿茎Ｎ的释放过程对于氮素添加的响应相对于叶和根凋落物较弱。３
种植物器官凋落物初始Ｎ含量之间显著不同（表１），且在分解过程中，凋落物之间Ｎ含量的动态变化大致相近，
初始Ｎ含量并不是３种植物凋落物分解过程中Ｎ含量变化的主导因素。
２．５ 凋落物分解速率与土壤理化因子间的相关关系
凋落物分解速率与土壤理化因子相关性分析表明（表３），不同植物、不同器官凋落物分解速率与土壤理化因
子相关性不同，凋落物分解速率与土壤铵态氮、硝态氮相关性较弱，羊草和冷蒿茎凋落物分解速率与土壤含水量
呈正相关，其余器官凋落物则呈负相关，但相关性较弱。冷蒿茎凋落物分解速率与土壤微生物碳含量有极显著的
４５ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５
图２ ３种植物各凋落物分解器官犆残留率
犉犻犵．２ 犆犺犪狀犵犲狊狅犳犻狀犻狋犻犪犾犆狉犲犿犪犻狀犻狀犵狅犳犲犪犮犺犾犻狋狋犲狉犳狉犪犮狋犻狅狀
负相关关系（狉＝０．９３４，犘＝０．００６），贝加尔针茅根凋落物分解速率与土壤微生物氮含量有显著正相关关系（狉＝
０．８５８，犘＝０．０２９），冷蒿茎凋落物分解速率呈显著负相关关系（狉＝－０．８７２，犘＝０．０２３）。可见，微生物活动对个
别凋落物分解有显著影响，特别是微生物量碳氮对冷蒿茎凋落物的影响较大，因此微生物量碳氮可能是控制凋落
物分解的潜在控制因子。而土壤铵态氮、硝态氮及含水量对凋落物分解速率的作用较弱。
３ 讨论
３．１ 氮素添加对３种植物不同器官凋落物分解速率的影响
贝加尔针茅、羊草和冷蒿不同器官凋落物分解过程中分解速率差异显著（犘＜０．０５）。同一植物各器官凋落
物之间物理化学性质相差较大，茎相对于叶和根系分解速率较小，其原因可能是因为茎与土壤微生物、土壤动物
的相互作用面积小，茎中所含难分解物质如木质素含量较高有关［２４］。对照区（自然状态下）３种植物凋落物分解
４１７ｄ时，分解速率分别为：贝加尔针茅叶和根凋落物分别为３５．３％和２９．９％。羊草叶、茎和根凋落物分别为
３８．０％、３７．７％和４４．３％。冷蒿叶、茎和根凋落物分别为４５．４％、３９．９％和４５．９％，与内蒙古草原羊草群落凋落
物分解１年后分解速率约为４０％的研究结果相近［２５］。
５５第２３卷第５期 草业学报２０１４年
图３ ３种植物各分解器官犖释放率
犉犻犵．３ 犆犺犪狀犵犲狊狅犳犻狀犻狋犻犪犾犖狉犲犿犪犻狀犻狀犵狅犳犲犪犮犺犾犻狋狋犲狉犳狉犪犮狋犻狅狀
本文通过外加氮素模拟不同的分解环境下植物凋落物分解的变化，讨论凋落物初始化学性质及土壤理化性
质对凋落物分解速率的影响。研究发现随着氮素添加水平的升高，３种植物不同器官凋落物分解速率无规律性
的上升或下降，仅个别施氮水平对凋落物分解速率有促进或抑制作用。不同凋落物基质质量之间的差异导致凋
落物分解速率的不同［２４］。本实验在进行凋落物基质质量与分解系数相关性分析中发现，不同植物器官凋落物分
解速率与初始化学含量无显著相关性，与王其兵等［２６］、郭忠玲等［２７］研究结果一致。凋落物分解速率受环境变
化［２８］、土壤动物［２９］和土壤微生物［３０］等诸多因素影响，其变化是这些因素综合作用的结果。王其兵等［２６］研究表
明，降水不变的情况下，升高温度可以提高凋落物分解速率，升高温度降低含水量反而使凋落物分解速率降低。
土壤含水量通过影响植被组成、凋落物质量及土壤微生物而间接影响凋落物分解［３１］。有研究表明，植物凋落物
分解速率与土壤含水量呈正相关关系［３２］。本试验通过凋落物分解速率与土壤理化性质相关性分析发现，凋落物
分解速率与土壤铵态氮、硝态氮含量及土壤含水量没有显著相关性，因此不是影响凋落物分解的主要因素。土壤
微生物量碳、氮对冷蒿凋落物分解速率作用较强，可能是影响凋落物分解的主要因素。本试验并未对微生物活性
及其群落结构进行测定，在外界气候相对一致的情况下，土壤微生物的组成及活性是否是控制凋落物分解的主导
因子之一，还需进一步的研究分析。
６５ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５
通过试验可以发现，叶凋落物年分解系数为冷
蒿（０．９７９）＞羊草（０．８６８）＞贝加尔针茅（０．６４５），茎
年分解系数为羊草（０．９１０）＞冷蒿（０．８５７），根年分
解系数为羊草（１．０１７）＞冷蒿（０．７６９）＞贝加尔针茅
（０．５９６）。叶凋落物分解周转期最短为冷蒿（３．５８
年），最长为贝加尔针茅（５．０８年）。羊草和冷蒿茎
凋落物分解周转期相近，分别为３．９３和３．９２年。
根凋落物分解周转期最短为羊草（３．５３年），最长为
贝加尔针茅（５．５８年）。冷蒿和羊草分解速度较快，
这有利于短期内对草原生态系统养分的补充，而长
远来看，贝加尔针茅的缓慢分解及养分释放，有利于
凋落物对土壤养分的归还，对草原生态系统物质循
环和能量流动，特别是退化草原的恢复具有更深刻
的意义。不同植物凋落物初始化学组成不同，且不
同器官之间物理化学特性不同，必然会导致分解过
程及其对氮素响应的差异。氮素添加能缩短３种植
物叶凋落物分解周转期。总的来看，氮素添加缩短
贝加尔针茅分解周转期，仅能加快羊草叶茎和冷蒿
叶凋落物分解，而延长二者根系的分解时间。Ｌｉｕ
等［３３］研究表明不同生活型的植物对氮素添加的响
表３ 凋落物分解速率与土壤理化性质之间的相关关系
犜犪犫犾犲３ 犚犲犾犪狋犻狅狀狊犺犻狆犫犲狋狑犲犲狀犾犻狋狋犲狉犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀狉犪狋犻狅狀狅犳
犲犪犮犺犳狉犪犮狋犻狅狀狊犪狀犱狊狅犻犾狆犺狔狊犻犮犪犾犪狀犱犮犺犲犿犻犮犪犾狆狉狅狆犲狉狋狔
分解速率
Ｄｅｃｏｍ
ｐｏｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ
铵态氮
ＮＨ４＋Ｎ
硝态氮
ＮＯ３－Ｎ
微生物量碳
Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ
ｂｉｏｍａｓｓ
ｃａｒｂｏｎ
微生物量氮
Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ
ｂｉｏｍａｓｓ
ｎｉｔｒｏｇｅｎ
土壤含水量
Ｓｏｉｌｍｏｉｓｔｕｒｅ
ｃｏｎｔｅｎｔ
ＳｂＬ ０．７７７ ０．７９１ ０．００８ ０．４６１ －０．０８１
ＳｂＲ ０．３６９ ０．６７７ ０．７６７ ０．８５８ －０．４１３
ＬｃＬ ０．２４５ ０．００６ ０．０９８ ０．３４９ －０．２４４
ＬｃＳ ０．４１０ －０．０５９ ０．５３６ －０．４６４ ０．１８５
ＬｃＲ ０．１９２ ０．４０４ －０．５２９ ０．１６７ －０．１５６
ＡｆＬ ０．５１６ ０．１２９ ０．２６６ ０．４５４ －０．３８０
ＡｆＳ －０．４５９ －０．７４７ ０．９３４ －０．８７２ ０．６８０
ＡｆＲ －０．２９９ ０．０５５ －０．７９１ ０．３６１ －０．５０８
表示相关性在犘＜０．０５水平显著，表示相关性在犘＜０．０１水平
极显著。ｉｎｄｉｃａｔｅｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｔ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌ，ｉｎｄｉｃａｔｅ
ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｔ犘＜０．０１ｌｅｖｅｌ．Ｓｂ：贝加尔针茅犛．犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊，
Ｌｃ：羊草犔．犮犺犻狀犲狀狊犻狊，Ａｆ：冷蒿 犃．犳狉犻犵犻犱，Ｌ：叶 Ｌｅａｆ；Ｓ：茎 Ｓｔｅｍ；Ｒ：根
Ｒｏｏｔ．
应不同。氮素延长羊草和冷蒿根系分解时间的作用可能因为二者根系含有较高的木质素及纤维素等不易分解的
物质［３４］，且氮素的添加能促进凋落物分解过程中的木质素和酚类物质发生聚合反应产生不利于分解的物质［３５］，
阻碍凋落物的分解。短期来看，氮素添加有利于短时间内叶凋落物对土壤系统养分的归还，抑制根凋落物的分
解，但并没有降低其养分的有效性，仅延长了根凋落物分解的时间。
３．２ 氮素添加对凋落物养分分解速率的影响
３种植物各器官凋落物Ｃ元素在分解过程中呈释放模式，且与凋落物残留率变化趋势一致，是质量损失的主
体。研究发现，氮素添加会影响植物地上部分养分元素的固持和释放，不同植物及不同器官对氮素的响应也不
同。羊草茎凋落物在Ｎ１００水平下对氮素有轻微的固持现象，占初始重量的１１７％；冷蒿茎凋落物在Ｎ１５水平下出
现少量固持，占初始重量的１０６％。有研究表明Ｎ浓度低的凋落物的Ｎ固持强度大［３６］，还有研究表明当Ｃ／Ｎ小
于４０时易发生净Ｎ矿化［３７］，本试验中，羊草和冷蒿茎凋落物Ｃ／Ｎ为５３和４９，均大于４０，因此对Ｎ的富集作用
较为明显。一般认为，凋落物Ｃ／Ｎ越低，凋落物分解过程及养分释放越快［３８］。外源Ｎ素和凋落物内部的氮元素
在分解过程中能够为微生物提供Ｎ源［３９］，高Ｃ／Ｎ时，微生物通过吸收外源Ｎ来满足自身生长需要，于是发生了
凋落物Ｎ的富集［３４］。至分解结束时，贝加尔针茅叶和根凋落物Ｎ残留率占初始重量的５７．０％和７４．５％，羊草凋
落物叶、茎和根凋落物 Ｎ 残留率占初始重量的６１．３％、１０６．３％和６３．０％。冷蒿叶茎根凋落占初始重量的
６５．７％、８４．５％和８０．４％。氮素添加对３种植物Ｎ元素的释放率的影响在１０％左右。凋落物养分初始含量对
元素释放模式和最终释放率的大小具有决定作用［４０］。不同植物器官凋落物的养分动态变化对氮素响应不同，
Ｎ３０和Ｎ１００分别抑制了贝加尔针茅叶和根凋落物Ｎ的释放，Ｎ１５０显著抑制羊草叶和根凋落物Ｎ的释放，而对羊草
茎凋落物无显著影响，Ｎ１００显著促进了冷蒿叶和茎凋落物Ｎ的释放，Ｎ１５０显著抑制了其根凋落物。这可能是由于
Ｎ在不同凋落物中存在的状态导致。有研究表明，凋落物中Ｃ的存在状态是否有利于分解也会影响分解过程中
养分的动态变化过程［４１］。Ｈｏｂｂｉｅ［１３］研究表明，氮素添加在不同实验地点对凋落物的分解作用不同，在低氮区域
内氮素能有效提高凋落物分解过程。Ｚｈａｎｇ等［４２］研究发现，呼伦贝尔典型温带草原具有较高的年氮沉降量，因
此减小了外加氮素对凋落物分解过程的影响。本试验中氮素添加对凋落物分解过程影响不显著，是否与实验区
７５第２３卷第５期 草业学报２０１４年
域大气氮沉降量较高有关还有待进一步观测研究。因此，Ｎ素添加的背景下，凋落物养分变化受到分解时间、分
解底物类型及氮素水平的共同影响。
４ 结论
研究发现，６个氮素添加水平处理下，贝加尔针茅、羊草和冷蒿不同分解器官凋落物，随着分解时间的增加，
凋落物残留率均持续下降，且３种主要植物器官凋落物的重量变化对氮素响应不同。根据相关性分析可以看出，
分解底物初始化学组成不是决定该草原生态系统凋落物分解速率的主导因素，凋落物分解速率与土壤铵态氮、硝
氮含量和土壤含水量的相关性较弱。土壤微生物对冷蒿茎凋落物分解速率作用较显著，可能是影响凋落物分解
的潜在重要影响因素。而氮素并不是控制凋落物分解的唯一控制因素，受到分解时间、底物类型和氮素水平的综
合影响。凋落物氮元素释放率对外源Ｎ素的响应不同，氮素添加促进叶凋落物分解，抑制根凋落物的分解，但并
没有降低其养分的有效性，仅延长了根凋落物分解的时间，且氮素添加可以直接改良土壤肥力，氮素对凋落物分
解速率的改变不会影响植物生长所需养分的减少。
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９５第２３卷第５期 草业学报２０１４年
犈犳犳犲犮狋狊狅犳犪犱犱犻狋犻狅狀犪犾狀犻狋狉狅犵犲狀狅狀犾犻狋狋犲狉犱犲犮狅犿狆狅狊犻狋犻狅狀犻狀犛狋犻狆犪犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊犵狉犪狊狊犾犪狀犱
ＹＵ Ｗｅｎｃｈａｏ１，２，３，ＳＯＮＧＸｉａｏｌｏｎｇ２，３，ＸＩＵ Ｗｅｉｍｉｎｇ２，３，ＺＨＡＮＧＧｕｉｌｏｎｇ２，３，
ＺＨＡＯＪｉａｎｎｉｎｇ２，３，ＹＡＮＧＤｉａｎｌｉｎ１，２，３
（１．ＤｅｐａｒｔｍｅｎｔｏｆＨｏｒｔｉｃｕｌｔｕｒｅ，ＳｈｅｎｙａｎｇＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｓｈｅｎｙａｎｇ１１０８６６，Ｃｈｉｎａ；
２．ＡｇｒｏＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｒｏｔｅｃｔｉｏｎＩｎｓｔｉｔｕｔｅ，ＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ，Ｔｉａｎｊｉｎ３００１９１，
Ｃｈｉｎａ；３．ＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＯｒｉｇｉｎａｌＡｇｒｏｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＱｕａｌｉｔｙｏｆＭｉｎｉｓｔｒｙｏｆ
ＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅａｎｄＴｉａｎｊｉｎＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＡｇｒｏｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ
ａｎｄＳａｆｅｐｒｏｄｕｃｔ，Ｔｉａｎｊｉｎ３００１９１，Ｃｈｉｎａ）
犃犫狊狋狉犪犮狋：Ｉｎｇｒａｓｓｌａｎｄｓｉｔｅｓｄｏｍｉｎａｔｅｄｂｙ犛狋犻狆犪犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊ｇｒａｓｓｌａｎｄ，ｗｅｉｍｐｏｓｅｄｓｉｘｎｉｔｒｏｇｅｎｌｅｖｅｌｓ：Ｎ０，
Ｎ１５，Ｎ３０，Ｎ５０，Ｎ１００ａｎｄＮ１５０，ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ．Ａｔｔｈｅｖａｒｉｏｕｓｌｅｖｅｌｓｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ，ｗｅｐｌａｃｅｄｌｉｔｔｅｒｂａｇ
ｗｉｔｈｌｅａｆ，ｓｔａｌｋａｎｄｒｏｏｔｌｉｔｔｅｒｏｆ犛．犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊（Ｓｂ），犔犲狔犿狌狊犮犺犻狀犲狀狊犻狊（Ｌｃ），犃狉狋犲犿犻狊犻犪犳狉犻犵犻犱犪（Ａｆ）ｏｎｔｈｅ
ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｐｌｏｔｓ．ＰｌｏｔｓｗｅｒｅｓｐｒａｙｅｄＮＨ４ＮＯ３ｉｎｔｈｅｍｉｄｄｌｅｏｆＪｕｎｅａｎｄＪｕｌｙ．ＴｈｅｄｙｎａｍｉｃｓｏｆＣａｎｄＮｄｕｒｉｎｇ
ｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｗｅｒｅｄｉｆｆｅｒｅｎｔ．Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎｅｘｃｈａｎｇｅｐａｔｔｅｒｎｓｗｅｒｅｏｂｓｅｒｖｅｄａ
ｍｏｎｇｔｈｅｔｈｒｅｅｄｏｍｉｎａｎｔｐｌａｎｔｓｓｔｕｄｉｅｄ．Ｔｈｅｃｕｒｒｅｎｔｐａｒａｄｉｇｍｓｕｇｇｅｓｔｓｃｌｏｓｅｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｓｂｅｔｗｅｅｎｄｅｃｏｍｐｏ
ｓｉｔｉｏｎｒａｔｅｓ，ＣａｎｄＮｃｏｎｔｅｎｔａｎｄ，Ｃ／Ｎｒａｔｉｏ．Ｔｈｅｒｅｓｕｌｔｓｃｏｎｔｒａｓｔｅｄｗｉｔｈｔｈａｔ．Ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｔｉｍｅｆｏｒ９５％
ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎｏｆｌｉｔｔｅｒｗａｓ３．７９－５．７５ｙｅａｒｓｆｏｒＳｂ，３．１２－６．３４ｙｅａｒｓｆｏｒＬｃ，ａｎｄ２．６９－６．８２ｙｅａｒｓｆｏｒＡｆ．Ｔｈｅ
ｉｎｉｔｉａｌｎｕｔｒｉｅｎｔｅｌｅｍｅｎｔｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｏｆｌｉｔｔｅｒｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄｔｈｅｎｕｔｒｉｅｎｔｒｅｌｅａｓｅｐａｔｔｅｒｎａｎｄｔｈｅａｍｏｕｎｔｏｆｔｈｅｆｉ
ｎａｌｎｅｔｅｌｅｍｅｎｔｒｅｌｅａｓｅｒａｔｉｏ．Ｔｈｒｏｕｇｈｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｎａｌｙｓｉｓｏｆｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎａｎｄｓｏｉｌｐｈｙｓｉｃａｌａｎｄｃｈｅｍｉ
ｃａｌｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ，ｗｅｆｏｕｎｄ：ｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｔｏｂｅｗｅａｋｌｙｃｏｒｒｅｌａｔｅｄｗｉｔｈＮＨ４＋Ｎ，ＮＯ３－Ｎａｎｄｓｏｉｌｍｏｉｓ
ｔｕｒｅｃｏｎｔｅｎｔ．Ｔｈｅｃａｒｂｏｎａｎｄｎｉｔｒｏｇｅｎｃｏｎｔｅｎｔｏｆｓｏｉｌｍｉｃｒｏｂｉａｌｂｉｏｍａｓｓｗａｓｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙｃｏｒｒｅｌａｔｅｄｗｉｔｈｌｉｔｔｅｒ
ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｒａｔｅｏｆＡｆ．Ｔｈｕｓ，ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓａｒｅｔｈｅｋｅｙｆａｃｔｏｒｃｏｎｔｒｏｌｉｎｇｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｒａｔｅｏｆＡｆ．
Ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ，ｉｎｔｈｅｓｈｏｒｔｔｅｒｍ，ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎｈａｄｎｏｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｅｆｆｅｃｔｏｎｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ，ｏｎｌｙｉｎｄｉｖｉｄ
ｕａｌｌｅｖｅｌｏｆｎｉｔｒｏｇｅｎｐｒｏｍｏｔｉｎｇｏｒｉｎｈｉｂｉｔｉｎｇｅｆｆｅｃｔｏｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｒａｔｅａｎｄｎｕｔｒｉｅｎｔｒｅｌｅａｓｉｎｇ．
ＩｔｉｍｐｌｉｅｄｔｈａｔｔｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆＮａｄｄｉｔｉｏｎｏｎｌｉｔｔｅｒｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｄｅｐｅｎｄｅｄｏｎｔｉｍｅ，ｏｒｇａｎｓ，ａｎｄａｌｓｏＮａｄｄｉｔｉｏｎ
ｌｅｖｅｌｓ．
犓犲狔狑狅狉犱狊：犛狋犻狆犪犫犪犻犮犪犾犲狀狊犻狊ｇｒａｓｓｌａｎｄ；ｎｉｔｒｏｇｅｎｄｅｐｏｓｉｔｉｏｎ；ｌｉｔｔｅｒ；ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎｒａｔｅ；ｅｌｅｍｅｎｔｃｈａｎｇｅｓ；
ｌｅａｖｅｓ，ｓｔａｌｋｓａｎｄｒｏｏｔｓｌｉｔｔｅｒ
０６ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１４） Ｖｏｌ．２３，Ｎｏ．５