全 文 ：中国生态农业学报 2013年 11月 第 21卷 第 11期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Nov. 2013, 21(11): 1340−1349


* 中央高校基本业务经费(lzujbky-2010-53)、“十二五”国家科技支撑课题(2012BAC01B02-3)和西藏自治区重点科研项目(2011年)资助
** 通讯作者: 郭瑞英(1978—), 女, 博士, 副教授, 主要从事植物−土壤体系养分循环过程与调控。E-mail: guory07@lzu.edu.cn
马丽娜(1988—), 女, 硕士研究生, 主要研究方向为土壤及草地生态学。E-mail: maln2008@lzu.edu.cn
收稿日期: 2013−05−11 接受日期: 2013−07−09
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2013.30469
西藏高原日光温室菜地土壤碳、氮矿化特征研究*
马丽娜1 王喜明2 代万安3 潘剑玲1 陈晓鹏1 尚占环1 郭瑞英2**
(1. 兰州大学草地农业科技学院 兰州 730020; 2. 兰州大学生命科学学院 兰州 730000;
3. 西藏自治区农牧科学院蔬菜研究所 拉萨 850032)
摘 要 采用室内培养方法, 以西藏拉萨地区选取的草地、农田为对照, 测定并比较日光温室土壤碳、氮矿化
特征, 揭示草地和粮田转变为日光温室菜地后土壤矿化演变过程, 为西藏高原设施菜地土壤管理提供科学依
据。结果表明, 草地、农田、1年温室、5年温室土壤有机碳矿化速率均在培养前期(0~7 d)日均矿化量最快, 且
草地土壤显著高于农田和 5 年温室土壤(P<0.05), 温室土壤间无差异(P>0.05); 在培养 28 d 后, 农田土壤有机
碳矿化释放的 CO2-C 累积量高于草地, 草地高于 1 年温室和 5 年温室, 但不同类型土壤碳矿化释放的 CO2-C
累积量间差异不显著(P>0.05)。无论是草地、农田还是温室, 4种土壤氮矿化都主要发生在培养的前期(0~3 d),
之后随着培养时间的延长, 不同利用类型土壤氮素转化以氮素的固定为主; 至培养结束时, 草地、农田、1 年
温室、5 年温室土壤无机氮含量分别为培养 0 d 的 29.04%、75.94%、66.86%、65.70%, 说明草地土壤氮素矿
化能力较农田和温室强, 而温室土壤氮素矿化能力随着温室利用年限的延长而不显著升高, 农田氮矿化能力
最弱。方差分析表明, 土壤氮矿化能力因土壤类型而异但矿化过程不因土壤类型而存在差异。
关键词 高寒地区 草地 农田 温室蔬菜地 碳氮矿化
中图分类号: S151.9 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2013)11-1340-10
Comparative analysis of carbon and nitrogen mineralization in soils under
alpine meadow, farmland and greenhouse conditions in Tibet
MA Li-Na1, WANG Xi-Ming2, DAI Wan-An3, PAN Jian-Ling1, CHEN Xiao-Peng1,
SHANG Zhan-Huan1, GUO Rui-Ying2
(1. College of Pastoral Agricultural Science and Technology, Lanzhou University, Lanzhou 730020, China; 2. School of Life
Sciences, Lanzhou University, Lanzhou 730000, China; 3. Institute of Vegetable Sciences, Tibet Academy of Agricultural and
Animal Husbandry Sciences, Lasa 850032, China)
Abstract Soil carbon and nitrogen in vegetable fields are the core elements of soil quality and environmental pollution. The
decrease of soil C/N ratio of vegetable fields under greenhouse conditions causes an imbalance in soil carbon and nitrogen content.
An effective way of adjusting soil carbon and nitrogen conditions in vegetable fields has been by improving soil quality and
decreasing environmental pollution. Furthermore, there has been little research on soil carbon and nitrogen mineralization under
greenhouse conditions in the Tibetan region. After transformations of alpine meadows and farmlands into solar greenhouse vegetable
fields, there was the need to study the characteristics and processes of soil mineralization. In this study therefore, carbon and nitrogen
mineralization in soils of alpine grassland, farmland and greenhouse (1-year, 5-year) were analyzed in an indoor incubation
experiment. The results showed that soil carbon mineralization in different soil types mainly occurred during the first seven days
(0−7 d) after treatment. Soil carbon mineralization was higher under alpine grassland than in farmland and 5-year greenhouse
conditions (P < 0.05). There was no significant difference between the 1-year greenhouse and 5-year greenhouse soil conditions in
terms of carbon mineralization (P > 0.05). This was attributed to soil nutrient and soil microbial environment sensitivity to
temperature. Soil CO2-C accumulation in farmland soil was higher than in alpine grassland soil. It was also higher in alpine grassland
soil than in the 1-year greenhouse and 5-year greenhouse soils. However, the differences in soil organic carbon mineralization and
accumulation among alpine grassland, farmland, 1-year greenhouse and 5-year greenhouse soil conditions were not significant (P >
第 11期 马丽娜等: 西藏高原日光温室菜地土壤碳、氮矿化特征研究 1341


0.05) at 28 days after treatment. Soil nitrogen mineralization mainly happened in different soil types during the first three days (3 d)
after treatment. With delayed incubation, the main process of soil nitrogen mineralization was nitrogen fixation. Soil inorganic
nitrogen content in alpine grassland, farmland, 1-year greenhouse and 5-year greenhouse soils at 28 days after incubation were
29.04%, 75.94%, 66.86% and 65.70% of that at 0 day, respectively. The results showed that soil nitrogen mineralization capacity of
alpine grassland soil was stronger than farmland, 1-year greenhouse and 5-year greenhouse soils. Soil nitrogen mineralization
capacity of farmland was weaker than alpine grassland, 1-year greenhouse and 5-year greenhouse. Also soil nitrogen mineralization
capacities of 1-year greenhouse and 5-year greenhouse were similar. Moreover, soil mineralization processes were similar among
different soil conditions.
Key words Alpine region, Grassland, Farmland, Vegetable field under greenhouse, Carbon and nitrogen mineralization
(Received May 11, 2013; accepted Jul. 9, 2013)
近年来随着蔬菜需求量激增和种植业结构调整,
我国西藏地区蔬菜种植面积迅速增加。截至 2010年,
西藏地区蔬菜种植面积由 1980年的 7 700 hm2 增加
至 21 300 hm2, 占农作物总种植面积的百分比由
3.5%提高到 8.9%(全国平均 11%)。除露地蔬菜供应
外, 塑料大棚和日光温室等设施蔬菜生产在高原地
区得到推广, 实现了反季节蔬菜的供应[1]。蔬菜种植
面积的增加与种植技术的提高, 解决了高寒地区吃
菜难的问题。目前西藏市场上 85%左右的蔬菜为本
地产品, 蔬菜供应实现了基本自给。随着人口增加
和城镇化的进程, 西藏地区人民对蔬菜的需求将越
来越大, 这不仅要求继续扩大蔬菜种植面积, 而且
需要进一步提高蔬菜作物单产[1]。增加养分投入是
提高蔬菜单产的一个主要途径。然而, 高寒地区生
态脆弱敏感, 高投入的种植管理体系的迅速介入将
会对土壤质量以及环境造成影响。近 30年来, 由于
耕地面积的增加, 青藏高原草地土壤由于土地利用
变化所释放的 CO2约有 0.7×108 t[1]。尽管这一值远
远低于由于草地退化所释放的 CO2 29.53×108 t[1],
但随着人口增加, 耕地面积的继续扩大, 种植模式
的多种多样, 集约化程度的提高, 特别是当低投入
的草地和农田向高投入的菜地转换时, 这部分土壤
有机碳储量的去向及其稳定性机制将变得更加复杂
和不确定。
土壤障碍和环境污染问题是设施蔬菜地产业可
持续发展的瓶颈[2]。土壤碳、氮一直是造成设施菜
地土壤质量和环境问题的核心要素[2]。尽管西藏地
区设施蔬菜地发展历史较短, 由于其自身土壤母质
的中性特质, 在大量氮肥施用和灌溉下, 土壤酸化
程度比石灰性土壤更为突出, 种植 5 年的日光温室
土壤 pH 由 7.36 降到 5.36 左右, 进而导致衡量养分
状况的 C/N比下降, 出现明显的碳、氮不平衡问题。
而调节土壤碳、氮过程是改善设施菜地土壤质量和
减少环境污染问题的有效途径。因此, 有必要研究
西藏地区土壤碳氮矿化特点。目前国内外有关不同
土地利用方式下土壤碳、氮矿化作用的研究主要针
对的是森林[3–7]、草地[8–11]、农田[3–4], 关于温室土壤
的研究主要针对土壤的理化性质及生理指标, 对温
室土壤代谢过程的研究鲜有报道[12], 尤其是西藏高
原日光温室土壤碳氮矿化的研究。因此, 本试验在
控制影响土壤碳、氮矿化的主要影响因子温度和水
分的条件下, 从影响土壤碳、氮矿化的基本理化性
质, 如 pH、土壤有机质、土壤 C/N值、微生物量碳
氮、可溶性有机碳氮以及土壤轻组为入手点, 以农
田和草地土壤为对照, 解释草地和农田转变为日光
温室菜地后土壤矿化演变过程, 为西藏高原设施蔬
菜地土壤管理提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 供试土壤
于 2011年 11月 28日, 选取拉萨市堆龙县种植
1 年和 5 年的日光温室菜地各 10 个, 并以相邻的农
田和堆龙县周边的天然高寒草地为对照 , 采集土
样。采集深度为 0~15 cm。将所采集的土壤样品分
别过 2 mm筛, 并按照日光温室种植年限混合, 风干,
用于矿化试验。温室种植西红柿 (Lycopersicon
esculentum Miller)、黄瓜(Cucumis sativus Linn.)、西
瓜[Citrullus lanatus (Thunb.) Matsum. et Nakai], 农田
种植燕麦青稞 (Hordeum vulgare Linn. var. nudum
Hook.f.), 草 地 主 要 为 莎 草 科 的 嵩 草 [Kobresia
myosuroides (Villrs) Fiori]。草地处于自然条件, 对农
田在作物 生长季施尿素 , 两种温室在作物生长季
均施尿素、钾肥、磷肥, 且进行灌溉。供试 4 种土
壤的质地见表 1。
1.2 试验设计
试验采用完全随机设计, 将过 2 mm筛的 0~15 cm
的草地、农田、1年温室、5年温室土壤分别进行暗
箱恒温(25 ℃)培养。在开始培养前, 将土壤的重量含
水量调节为田间持水量的 60%[13–14]。将调节好水分的
土壤分别称 400 g置于 2 L的培养瓶中, 每个土壤类型
采取 3个重复。在培养瓶中放置装有 30 mL 1 mol·L−1
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表 1 不同土地利用方式供试土壤质地特征
Table 1 Texture of tested soil of different land use types
土壤粒径分析 Soil texture (%) 土地利用方式
Land use type < 20 μm 20~2 000 μm >2 000 μm
质地
Soil texture
草地 Grassland 0.75 37.65 51.60 壤土 Loam
农田 Farmland 15.29 24.53 60.18 壤黏土 Clay
1年温室 1-year greenhouse 1.27 26.50 72.23 砂壤土 Sandy loam soil
5年温室 5-year greenhouse 2.98 42.94 51.08 砂壤土 Sandy loam soil

NaOH的离心管, 分别在培养的第 3 d、7 d、10 d、
14 d、21 d、28 d收集碱液, 并换放新的碱液, 同时
设置不添加土壤的对照。在培养的第 3 d、7 d、14 d、
28 d采集土样(每次采集 100 g土壤)用于相关指标的
测定。
1.3 测定项目与方法
1.3.1 土壤呼吸的测定
土壤呼吸采用碱液吸收法测定[14–15]。将培养第
3 d、7 d、10 d、14 d、21 d、28 d收集的 NaOH溶
液分别用移液管准确量取 10 mL 于锥形瓶中, 采用
滴定法测定 CO2样品浓度。
1.3.2 土壤无机氮及全氮的测定
用 0.5 mol·L−1 的 K2SO4 浸提土壤, 水土比为
4∶1, 用流动注射分析仪(荷兰 SKALAR San++)测
定铵态氮和硝态氮[3,14]。净矿化氮量=各土壤在培养
各阶段的 (NH4++NO3−)值−对照 0 d 的 (NH4++NO3−)
值[15–16]。半微量凯氏定氮法[17]测定土壤全氮。
1.3.3 土壤微生物量碳、氮(MBC、MBN)以及可溶
性有机碳、氮(DOC、DON)的测定
微生物量碳、氮的测定采用氯仿熏蒸法[7,18]。用
0.5 mol·L−1 的 K2SO4浸提熏蒸和未熏蒸土壤, 水土
比为 4︰1, 浸提液在总有机碳(TOC)分析仪(multi
N/C 3100, HT 1300)上直接测定, 则土壤微生物量碳
含量 MBC(mg·kg−1)=EC/0.45, 土壤微生物量氮含量
MBN(mg·kg−1)=EN /0 .45[ 1 9 ] , 可溶性有机碳含量
(DOC)=TOC, 可溶性有机氮含量(DON)=TN−无机氮
含量。其中 0.45为土壤微生物量碳和氮的系数, EC和
EN 分别为熏蒸和未熏蒸土壤 K2SO4 浸提液有机碳
和全氮含量的差值, TOC 为未熏蒸土壤浸提液中 的
有机碳含量, TN为未熏蒸土壤浸提液中的全氮含量。
1.3.4 土壤有机碳的测定
土壤有机碳的测定采用重铬酸钾容量稀释热
法[17]。
1.3.5 土壤轻组的提取以及轻组有机碳和全氮的测定
土壤轻组用密度悬浮法[20]提取。轻组有机碳采
用重铬酸钾容量稀释热法测定 [14], 轻组全氮采用
浓H2SO4-H2O2消煮法处理土壤样品 , 用半微量凯
氏定氮法测定[17]。
1.4 数据处理
用Microsoft Excel 2007制图, 用SPSS 16.0软件
进行统计分析, 采用单因素方差分析比较不同处理
间各项指标的差异。
2 结果与分析
2.1 不同土地利用方式土壤理化性质
由表 2 可见, 不同土地利用方式下, 随着集约
化生产程度的增加, 土壤全氮、速效磷以及盐分含
量均升高, 且 5 年温室与草地和农田土壤存在显著
性差异(P<0.05)。5年温室较 1年温室土壤全氮、有
机碳和速效磷均显著性升高, 而 pH显著性下降, 盐
分显著性升高(P<0.05)。由表 2也可发现, 草地土壤
有机碳含量仅低于 5年温室而高于农田和 1年温室,
土壤 C/N值和 pH显著高于农田和 2种温室土壤, 因
此, 草地向农田以及温室转变的过程首先导致土壤有
机碳的损失, 之后随着温室利用年限的延长土壤有机
碳积累, 土壤养分含量增加, 但土壤趋向于酸化。
表 2 不同土地利用方式供试土壤基本理化性质
Table 2 Basic properties of the tested soil of different land use types
土地利用方式
Land use type
全氮
Total N
(g·kg−1)
有机碳
Soil organic C
(g·kg−1)
土壤 C/N
Soil C/N
ratio
pH
土壤盐分(EC)
Salinity
(μS·cm−1)
速效钾
Available K
(mg·kg−1)
速效磷
Available P
(mg·kg−1)
草地 Grassland 0.84c 17.65b 21.02a 7.36a 114.44b 70.77b 3.55c
农田 Farmland 0.86c 14.23b 16.54b 6.18b 137.00b 79.80b 19.40b
1年温室 1-year greenhouse 0.96b 14.19b 14.77b 6.34b 242.67ab 165.39a 21.31b
5年温室 5-year greenhouse 1.42a 22.21a 15.62b 5.74c 348.61a 135.59ab 69.92a
同列不同小写字母表示5%水平下差异显著。Different small letters in the same column mean significant difference at 5% level among different
land use types.
第 11期 马丽娜等: 西藏高原日光温室菜地土壤碳、氮矿化特征研究 1343


2.2 不同土地利用方式土壤 CO2-C 释放速率及累
积量
在整个培养期, 不同土地利用方式土壤的碳矿
化速率变化一致(图 1)。草地、农田、1 年温室、5
年温室土壤呼吸速率最大值均出现在培养 0~7 d, 之
后下降并趋于稳定。0~7 d 土壤呼吸速率分别为
19.82 mg(C)·kg−1(土)·d−1、15.18 mg(C)·kg−1(土)·d−1、
17.02 mg(C)·kg−1(土)·d−1、16.04 mg(C)·kg−1(土)·d−1,
分别较 15~21 d 高 183.46%、51.07%、94.71%、
144.70%, 较 22~28 d高 223.96%、73.73%、178.15%、
182.35%。方差分析表明, 4 种土壤在培养第 1 周的
土壤呼吸速率除草地显著高于农田和 5 年温室外
(P<0.05), 其他处理间均无显著差异(P>0.05); 第 3
周除农田显著高于草地和 5 年温室以及第 4 周农田
显著高于 5 年温室外(P<0.05), 在培养第 3、4 周其
他处理间也均无显著差异(P>0.05)。


图 1 不同土地利用方式土壤 CO2-C释放速率及累积量的变化
Fig. 1 Soil CO2-C emission rate and accumulative amount under different land use types
*表示不同土地利用方式间在 5%水平差异显著, 下同。* shows significant difference among different land use types at 0.05 level. The same below.

在培养 0~14 d, 草地土壤 CO2-C释放速率较农
田和温室快 , 致使释放的总矿化碳量最多 , 为
237.44 mg(C)·kg−1, 之后随着培养时间的延续, 草地
土壤 CO2-C 释放速率较农田迅速下降, 致使农田土
壤 CO2-C 释放的总矿化碳量增多且高于草地土壤
(图 1)。至培养结束时农田土壤矿化的总碳量最多,
为 338.59 mg(C)·kg−1, 较草地高 9.37 mg(C)·kg−1, 而
温室随着利用年限的延长, 土壤呼吸速率减弱引起
相应的土壤碳矿化量减少, 且温室土壤碳矿化量间
无显著差异(P>0.05)。同时, 在培养结束时, 草地、
农田、1年温室、5年温室土壤 CO2-C释放量分别占
土壤有机碳含量的 1.87%、2.30%、1.88%、1.19%, 只
有少量 (1%~3%)的有机碳被土壤微生物矿化为无
机碳。
2.3 不同土地利用方式土壤无机氮与氮的净矿化
由表 3 可知, 在整个培养期, 不同土地利用方
式土壤 N 矿化规律基本一致, 均为培养前 3 d 矿化
能力最强, 之后随着培养时间的延续矿化能力逐渐
减弱, 4 种土壤净矿化氮量呈现负值。培养结束时,
草地、农田、1年温室、5年温室土壤无机氮含量分
别为培养 0 d的 29.04%、75.94%、66.86%、65.70%,
培养 3 d的 28.42%、70.34%、66.10%、60.40%。说
明草地土壤氮矿化能力最强, 其次为 5 年温室, 农
田最弱。
表 3 不同土地利用方式土壤净矿化氮量及无机氮的变化
Table 3 Soil net nitrogen mineralization and inorganic nitrogen content of different land use types mg·kg−1
土壤无机氮含量 Soil inorganic nitrogen content 净矿化氮 Soil net nitrogen mineralization
培养时间 Period of incubation (d) 培养时间 Period of incubation (d) 土地利用方式 Land use type
0 3 7 14 28 3 7 14 28
草地 Grassland 48.76 49.81 41.30 33.88 14.16 1.05 −7.46 −14.88 −34.60
农田 Framland 73.14 78.96 64.52 55.84 55.54 5.82 −8.62 −17.31 −17.60
1年温室 1-year greenhouse 103.00 104.20 85.94 72.02 68.88 1.20 −17.06 −30.98 −34.12
5年温室 5-year greenhouse 167.81 182.56 146.35 145.58 110.26 14.75 −21.46 −22.23 −57.55

2.4 不同土地利用方式土壤可溶性有机碳、氮含量
在整个培养期 , 2 种温室土壤可溶性有机碳
(DOC)含量的变化相似, 而草地和农田相似(图 2)。1
年温室和 5年温室土壤DOC含量自培养开始(0~3 d)
先下降然后迅速上升(4~7 d), 之后又迅速下降, 在
培养 7 d时达到最大值, 分别为培养 0 d的 1.29倍、
1.02倍, 培养 28 d(最小值)的 3.09、2.09倍; 草地土
壤 DOC含量自培养开始(0~7 d)先迅速下降, 至 7 d
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后又上升, 14 d后趋于稳定, 最小值(7 d)是最大值(0 d)
的 0.44倍, 0 d是 28 d的 1.87倍; 农田土壤 DOC含
量自培养开始有略微的下降, 至 7 d 后基本趋于稳
定, 其土壤 DOC含量 0 d是 7 d的 1.19倍。同时, 在
整个培养期, 土壤 DOC含量 5年温室较 1年温室和
农田高而与草地呈现交错的大小关系, 且草地土壤
DOC 含量也高于农田。方差分析表明, 在整个培养
过程中, 利用年限不同的温室土壤 DOC含量存在显
著性差异, 草地和农田(除培养 7 d)、5年温室和农田
间均存在显著性差异(P<0.05)。


图 2 不同土地利用方式土壤可溶性有机碳、氮含量变化
Fig. 2 Soil soluble organic carbon and nitrogen under different land use types
**和***分别表示不同土地利用方式间在 1%和 0.1%水平差异显著, 下同。** and *** show significant difference among different land use
types at 0.01 and 0.001 levels, respectively. The same below.

在整个培养期, 5年温室与农田以及草地与 1年
温室土壤可溶性有机氮(DON)含量呈现一致的变化
规律(图 2), 5年温室和农田土壤 DON含量自培养开
始先上升之后下降, 在培养 3 d时达到最大值, 而草
地和 1年温室土壤 DON含量自培养 0 d开始逐渐下
降且至培养 7 d后趋于相对稳定。至培养结束时, 草
地、农田、1 年温室、5 年温室土壤 DON 含量分别
为 22.68 mg·kg−1、41.56 mg·kg−1、69.29 mg·kg−1、
103.80 mg·kg−1, 分别较培养 0 d 下降 60.25%、
37.25%、38.69%、40.79%。说明土壤微生物矿化的
氮素至少有 1/3是以土壤中的 DON为氮源矿化生成
无机氮。
2.5 不同土地利用方式土壤微生物量碳、氮含量
草地和农田土壤微生物量碳(MBC)含量变化呈
现先迅速上升后迅速下降的趋势, 而 1 年温室和 5
年温室土壤 MBC 含量变化却与之相反(图 3)。草地
和农田土壤 MBC含量最大值均出现在培养 3 d, 分
别为 221.88 mg·kg−1和 132.26 mg·kg−1, 分别是 0 d
的 2.49倍、1.34倍, 28 d的 2.49、4.27倍, 而 1年温
室和 5年温室土壤 MBC含量在 3 d时最低, 分别是
0 d的 0.39倍、0.40倍, 28 d的 0.59倍、0.44倍, 而
0 d分别是 28 d的 1.49倍和 1.10倍。方差分析表明,
在整个培养期的相同阶段, 土壤MBC含量 5年温室
均显著高于 1 年温室(P<0.05), 草地均显著高于农
田(P<0.05)。在整个培养期, 草地、农田、1年温室、
5 年温室土壤微生量氮(MBN)含量呈现交错的变化
趋势(图 3)。5年温室、1年温室、农田土壤 MBN含
量在培养 3~28 d均不同程度高于 0 d, 并且在 3 d或
7 d出现峰值(除 5年温室)。草地除培养 3 d时土壤
MBN 高于培养 0 d(升高 19.37%)外, 其他培养阶段
土壤 MBN含量均低于 0 d并自峰后逐渐下降。
2.6 不同土地利用方式土壤轻组有机碳及全氮含量
培养结束时, 草地和农田土壤轻组占土壤的质
量比值均较 0 d升高, 而温室土壤均降低(表 4)。培养
0 d, 草地、农田、1年温室、5年温室土壤轻组有机
碳和全氮占土壤有机碳和全氮含量分别为: 27.03%

图 3 不同土地利用方式土壤微生物量碳、氮含量变化
Fig. 3 Soil microbial biomass carbon and nitrogen under different land use types
第 11期 马丽娜等: 西藏高原日光温室菜地土壤碳、氮矿化特征研究 1345


表 4 不同土地利用方式土壤 C/N及轻组碳、氮含量变化
Table 4 Soil C/N, organic C and total N in soil light fraction under different land use types
土地利用方式
Land use type
培养时间
Period of incubation
(d)
土壤 C/N
Soil C/N ratio
土壤轻组占土壤比重
Soil light fraction
ratio (%)
土壤轻组有机碳
Soil organic C in light
fraction (g·kg−1)
土壤轻组全氮
Total N in light
fraction (g·kg−1)
土壤轻组 C/N
Soil light fraction
C/N ratio
0 21.02±2.24a 3.63 4.77±0.00b 0.11±0.01b 41.80±0.01b 草地
Grassland
28 18.14±0.53A 3.99 5.54±2.12A 0.12±0.04A 47.43±8.04A
0 16.54±1.00b 0.70 1.66±0.00c 0.03±0.01d 44.29±0.01a 农田
Farmland
28 15.48±2.07A 1.12 1.82±0.20B 0.04±0.01C 45.98±3.17A
0 14.77±0.60b 0.70 1.38±0.00c 0.04±0.00c 36.47±0.01c 1年温室
1-year greenhouse
28 16.38±1.83A 0.63 0.93±0.22C 0.02±0.00C 38.15±0.01A
0 15.62±0.70b 3.29 5.97±0.00a 0.17±0.00a 35.07±0.74d 5年温室
5-year greenhouse
28 17.78±0.76A 1.24 3.25±0.39B 0.08±0.01B 40.90±4.50A
同列不同小写字母表示培养0 d不同土地利用方式在 5%水平下差异显著, 同列不同大写字母表示培养28 d不同土地利用方式在 5%水平
下差异显著。Different small letters in the same column mean significant difference at 5% level among different land use types at 0 day of incubation.
Different capital in the same column mean significant difference at 5% level among different land use types at 28th day of incubation.

和 13.58%、11.64%和 3.53%、9.72%和 3.94%、26.89%
和 11.97%(表 4)。培养 28 d, 草地、农田、1年温室、
5 年温室土壤轻组有机碳和全氮占土壤有机碳和全
氮含量分别为 31.40%和 12.15%、10.79%和 4.14%、
0.59%和 2.44%、1.13%和 5.96%(表 4)。同时, 由表
4可见, 在培养前后, 4种土壤轻组C/N值均较高, 且
在培养 28 d后, 4种土壤轻组 C/N值均增大。方差分
析表明, 培养初期 4 种土壤轻组 C/N 值之间差异均
显著(P<0.05), 而培养末期 4种土壤轻组 C/N值均无
显著差异(P>0.05)。
3 讨论
3.1 土壤中养分含量的变化
土壤有机碳、氮是土壤中的主要营养成分, 反
映可矿化碳、氮的库容, 其含量高低是限制微生物
矿化作用强弱的因素[21]。土壤有机碳主要来源于动、
植物和微生物残体及其排泄分泌物、部分分解产物
和土壤腐殖质[22]; 土壤全氮是土壤所有形式的有机
氮素总量和供应植物有效氮素的无机氮素[23]。轻组
主要来源于植物残体的归还量和有机肥的施用。在
不同土地利用方式下, 植物的根系分布、凋落物分
解以及人工扰动方式的不同都会对土壤有机碳、氮
含量有直接或者间接影响[21–22,24]。本试验的草地、
农田、温室土壤中, 草地由于地上植被几乎每年全
部归还土壤以及草地地下部分密丛型植被根系的索
绕, 增加了土壤轻组的来源, 增加了土壤有机质的
潜在来源。而农田由于人为管理较草地密集, 地上
植被几乎全部被收走, 归还于土壤的植物残体极其
稀少, 阻碍农田土壤轻组物质的来源。同时, 农田在
人为管理下频繁地翻耕促进了土壤有机物质的降
解, 而外来物(如肥料尿素)的添加, 增加土壤全氮含
量, 且土壤有机碳的来源在很大程度来源于土壤轻
组 [25–26], 因此, 农田土壤含氮量稍高于草地而含碳
量却低于草地, 轻组含量也低于草地。温室土壤长
期处于保护性环境, 其适宜的小气候、水分条件和
高投入的生产特点对土壤结构和有机质含量及其特
性产生深刻的影响。再加之, 设施蔬菜大棚产量的
刺激, 有机肥、尿素、灌溉等调控措施较农田更加
密集, 向土壤的输入量也较农田增多, 土壤有机质
含量也增多, 并且随着利用年限的延长温室土壤有
机质及轻组的积累量也增多, 氮素积累。但是由于
温室打叶措施下蔬菜残体被清理出温室, 有机肥施
用的累积以及氮肥、钾肥、磷肥等投入过多导致土
壤饱和, 致使 5 年温室土壤轻组含量高于农田而低
于草地, 土壤全氮、速效磷以及盐分含量均高于农
田和草地, 土壤 pH下降, 引发次生盐渍化和酸化。
因此, 集约化生产越密集越能增加土壤的氮素库容,
但是随着时间的延长, 能导致土壤的酸化和次生盐
渍化。同时, 天然草地由于基本无翻耕, 归还于土壤
的植物残体经过微生物降解形成有机物质而储存于
土壤, 温室频繁施入的有机肥积累, 致使草地土壤
的有机碳含量低于 5年温室而高于农田和 1年温室,
因此, 天然草地向农田以及温室转变的过程中, 土
壤有机碳是从损失向积累转变的过程, 而土壤氮素
是积累的过程, 从而改变土壤 C/N 比值, 影响土壤
的碳氮平衡。
3.2 土壤碳矿化特征
土壤有机质的矿化过程是在微生物参与下进行
的重要生物化学过程, 其化学组成、存在状态以及
有机碳含量和氮可利用性均直接或间接影响其分解
速率[27], 关系到土壤养分的释放与供应、温室气体
的排放以及土壤质量的维持。在控制温度和湿度的
室内培养试验下, 土壤有机碳矿化量也是反映不同
类型土壤中易被利用的有机碳有效性及土壤环境因
1346 中国生态农业学报 2013 第 21卷


素的差异[21]。因此, 本试验以草地和农田为对照, 研
究日光温室土壤有机碳的矿化特征、能力以及其营养
成分的有效性。供试的 4种土壤均在培养前期(0~7 d)
日均矿化量最快, 土壤有机碳矿化释放的碳量最多,
这与路磊等[12]采用室内恒温培养、碱液吸收法测定
不同利用年限菜地土壤有机碳矿化动态所得出的有
机碳矿化在培养前期(5 d)最大的结论以及李顺姬等
[21]在 28 ℃人工气候箱中培养 7类黄土高原土壤 30 d
的 0~3 d日矿化量最大的结论相似; 在培养前期, 草
地土壤呼吸速率显著高于农田和 5年温室土壤, 而 2
种温室土壤 CO2-C 释放速率无显著差异(P>0.05);
在培养结束时, 农田土壤释放的总矿化碳量高于草
地和温室, 温室土壤碳矿化释放的碳量最少, 但土
壤呼吸释放的总矿化碳量不因土地利用类型的不同
而存在显著差异。上述结果可以从土壤微生物生存
环境的改变以及营养成分数量得到解释。试验所用
的土壤为青藏高原高寒草甸土, 其土壤微生物适应
了高寒的气候, 但凡温度稍微升高, 微生物活动便
会急剧增加 , 增强微生物对有机质的矿化 , 土壤
CO2 释放速率也相应增大[28]。草地土壤长期处于自
然条件, 无翻耕、施肥、灌溉等人为管理措施, 土壤
中的微生物种类以及对环境变化的敏感性与集约化
生产程度较密集的农田以及温室不同, 导致草地土
壤在培养前期(0~7 d)日均矿化量显著高于农田和 5
年温室。同时, 在培养前期, 土壤中存在较多易分解
的糖类和蛋白质等有机物质为微生物提供较多的养
分, 土壤微生物与有机碳充分接触, 代谢所需营养
物供应充足, 导致微生物活动剧烈, 促进土壤有机
碳的矿化[21,29–31]。但是 4 种土壤在整个培养过程只
有少量的有机碳(1%~3%)被土壤微生物矿化为无机
碳, 因此, 土壤有机碳组分的有效性及其数量是影
响土壤碳素矿化的关键所在 [6,13], 是限制土壤呼吸
的最首要影响因子[31]。草地和农田土壤在培养前期
(0~7 d)土壤微生物量碳含量增加、可溶性有机碳含
量减少, 至后期土壤微生物量碳含量减少、可溶性
有机碳含量增加, 而温室土壤却与之相反, 这可能
是草地和农田土壤碳矿化量在培养前期增多与其微
生物生物量碳有关, 而温室与其可溶性有机碳量增
加有关所致。培养前期, 草地和农田土壤微生物以
可溶性有机碳为碳源进行有机碳矿化, 且将矿化生
成的部分无机碳同化为自身的碳增加微生物生物量
碳。温室土壤在培养初期土壤中碳可能大部分以糖
类和核糖核酸的形式存在, 中间产物和小分子有机物
较少, 或者是温室土壤中可溶性有机碳的芳香化结构
较草地和农田土壤复杂, 生物有效性较低[29], 致使
在培养初期土壤微生物可利用的有效养分较少而消
耗自身的碳量。并且温室土壤随着培养时间的延续,
土壤微生物通过胞外酶将糖类和核糖核酸分解为小
分子量的溶解性有机质[27], 增加土壤微生物生命活
动所需能量来源, 促进土壤微生物的同化, 增加了
土壤微生物量碳而消耗可溶性有机碳。因此, 草地
和农田土壤在培养前期以土壤可溶性有机碳为碳源
进行有机碳矿化, 而温室土壤消耗自身的碳为土壤
有机碳的矿化提供能量。有研究指出, 土壤类型的
差异以及 pH 也会影响土壤有机碳的矿化, 且影响
较为复杂[21]。本试验供试的 1 年温室和 5 年温室土
壤 pH为 6.34和 5.74, 偏酸性的 pH会影响土壤微生
物的类群和活性, 进而影响有机碳的矿化; 而且土
壤质地也会影响微生物活性及保持碳的能力, 是影
响土壤有机碳矿化的主导因素。有研究表明, 黏粒
对土壤有机碳有很好地保护作用, 砂质土壤有机碳
的矿化更为迅速[21]。但是本试验中所采用的农田为
黏壤土, 温室为砂壤土, 在 28 d 的培养下, 释放的
总矿化碳量为农田大于温室。这可能与土壤中所含
的盐分有关, 较高的盐分能够减少土壤中微生物数
量[32], 而设施蔬菜地由于氮肥、钾肥、磷肥等投入
过多导致土壤饱和 , 引发菜地次生盐渍化 , 因此 ,
较高的盐分含量影响了温室土壤中微生物的数量 ;
同时, 盐分胁迫、离子毒害以及盐析作用也直接影
响土壤酶的活性, 影响水分的有效性或微生物细胞
的生理和代谢过程[32]。因此, 温室土壤有机碳矿化
释放的总矿化碳量较草地和农田低。由此可见, 草
地向农田以及温室转变的过程中, 土壤有机碳矿化
累积量是先增加后降低的过程, 且温室随着利用年
限的延长, 土壤碳矿化累积量减少。
3.3 土壤氮矿化特征
土壤氮素是农业生产中限制植物生长的主要因
子, 其在土壤中主要以有机氮的形式存在, 很难被
植物吸收利用, 只能通过土壤微生物的矿化作用使
其转化为无机氮被植物吸收利用。同时, 有机氮通
过矿化作用形成的无机氮若未被植物吸收利用, 硝
态氮极易随水淋失、铵态氮易挥发, 产生生态问题。
因此, 在不同土地利用方式下, 土壤氮素矿化对植
物以及植物生存的生态环境都会产生影响。本试验研
究发现, 无论是低投入的草地和农田还是高投入的
温室, 土壤氮素矿化都主要发生在培养前期(0~3 d),
之后随着培养时间的延长, 不同利用类型土壤氮素
转化以氮素的固定为主, 且草地土壤氮素矿化能力
较农田和温室强, 而温室土壤氮素矿化能力随着温
室利用年限的延长而不显著升高。出现这种结果的
首要原因与在培养前期土壤有机碳矿化量最多有相
似性。4种土壤对温度升高的敏感性, 是导致在培养
第 11期 马丽娜等: 西藏高原日光温室菜地土壤碳、氮矿化特征研究 1347


前期矿化量最多的原因之一。但农田和温室在不同
利用目的下 , 选择了不同的作物以及管理措施(施
肥、翻耕、灌溉), 以致土壤理化性质、营养成分和
土壤微生物种类和数量发生改变, 如 C/N值、全氮、
可溶性氮、植物残体的纤维素含量、轻组有机物质、
微生物种类、呼吸以及微生物氮量等[33–34], 进而影
响到土壤有机物质的矿化。本试验研究发现, 随着
利用年限的延长温室土壤轻组有机碳含量增加, 草
地土壤轻组含量和轻组有机碳含量均高于农田, 但
草地土壤氮含量均低于温室和农田。同时也发现 ,
在 28 d的矿化培养后, 草地和农田土壤轻组有机碳
和轻组全氮较培养前稍微升高, 土壤 C/N 比均下降
以及轻组 C/N 比升高; 而温室土壤轻组有机碳和轻
组全氮含量均降低, 并且其 C/N 值和轻组 C/N 值均
上升。再者, 本试验研究也发现, 农田和 5年温室土
壤可溶性有机氮含量在培养前期(0~3 d)增加, 之后
这 2 种土壤的可溶性有机氮净矿化量呈现负值, 而
草地和 1 年温室自培养开始其土壤可溶性有机氮含
量持续下降。由以上可见, 草地、农田、温室土壤
主要利用土壤中轻组氮矿化生成无机氮, 但土壤轻
组含量高的土壤氮素矿化能力较轻组含量低的强 ,
但随着培养时间的延长, 由于土壤氮素减少, 土壤
C/N比值升高, 土壤碳氮失衡, 氮矿化能力减弱[35]。
同时, 在培养前期(0~3 d), 农田和 5 年温室土壤轻
组有机氮矿化主要生成中间产物可溶性有机氮, 之
后随着培养时间的延续可溶性有机氮矿化生成无机
氮, 而草地和 1 年温室在整个培养过程均以可溶性
有机氮的矿化为主。有研究指出, 土壤微生物体氮
素对土壤的矿化和固持具有一定的决定作用[33], 但
本试验发现, 不同类型土壤间土壤微生物量氮呈现
交错的变化趋势, 对土壤氮素矿化无明显作用。其
缘由可能与不同利用类型土壤中微生物种类和数量
不同[34], 或者是新固定的微生物氮比原有的更易矿
化[36–37]有关, 但是具体关于土壤微生物量氮对不同
土地利用类型的土壤氮矿化的影响还有待研究。也
有研究指出, 土壤 pH 是影响微生物转化有机物质
的主要因素之一[38–39], 是影响土壤微生物的类群和
活性的关键所在。本试验供试的 1 年温室和 5 年温
室土样 pH 为 6.34 和 5.74, 在设施蔬菜地过量氮肥
施用下温室随着利用年限延长而出现土壤酸化现象,
酸化土壤直接影响到氮素的氨化过程, 阻碍土壤中
氮素的矿化, 降低土壤氮素的有效性。因此, 土壤酸
化也是导致温室土壤氮素矿化能力较草地弱的原因
之一。无论是低投入的草地和农田还是高投入的温
室, 矿化能力的强弱因土壤类型存在差异, 但土壤
氮素矿化的过程不因土壤类型而异。
4 结论
实验室培养研究表明, 西藏高原草地、农田、1
年温室、5年温室 4种土地利用方式下, 整个培养期
土壤碳矿化速率的变化基本一致。由于土壤微环境
改变以及土壤养分含量的有限性, 4种土壤均在培养
前期(0~7 d)日均碳矿化速率最快, 土壤有机碳矿化
释放的总碳量最多, 且草地土壤日均矿化量显著高
于农田和 5 年温室, 温室土壤间无差异(P>0.05); 在
培养前期(0~7 d), 草地和农田土壤以土壤可溶性有
机碳为碳源为土壤有机碳的矿化提供能量, 而温室
土壤消耗自身的碳为土壤有机碳的矿化提供能量 ;
由于不同土地利用方式土壤 pH、质地以及盐分的不
同, 致使培养结束时, 农田土壤矿化释放的 CO2-C
累积量高于草地、1年温室、5年温室, 但不同土地
利用方式土壤矿化释放的 CO2-C累积量间无显著性
差异(P>0.05)。无论是草地、农田还是温室, 土壤氮
素矿化都主要发生在培养的前期(0~3 d), 之后随着
培养时间的延长, 不同土地利用类型的土壤均以氮
素的固定为主; 在土壤 C/N 值、全氮、有机碳、轻
组有机碳和氮含量、土壤可溶性有机氮含量以及 pH
的影响下, 4种土壤的氮矿化能力不同。至培养结束
时, 草地、农田、1年温室、5年温室土壤无机氮含
量分别为培养 0 d 的 29.04%、75.94%、66.86%、
65.70%, 说明草地土壤氮素矿化能力较农田和温室
强, 而温室土壤氮素矿化能力随着温室利用年限的
延长而不显著升高, 农田土壤氮素矿化能力最弱。
方差分析也表明, 土壤氮矿化能力因土壤类型而异,
而矿化过程不因土壤类型而存在差异。
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