王笛，逄煥成，李達(dá)，陳金強(qiáng)，辛?xí)云?，徐麗?，唐雪娟，郭明英，朱樹(shù)聲

(1.中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，呼倫貝爾國(guó)家野外站，北京100081；2.呼倫貝爾市草原工作站，內(nèi)蒙古 海拉爾021200；3.牙克石市草原工作站，內(nèi)蒙古 牙克石022150)

土壤呼吸是土壤釋放二氧化碳(CO2)、與大氣交換的過(guò)程，是生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)的重要組成部分[1-2]。其中包括微生物呼吸、根系呼吸、土壤動(dòng)物呼吸3個(gè)生物學(xué)過(guò)程。土壤呼吸是全球碳循環(huán)中最大的碳通量之一，約占生態(tài)系統(tǒng)呼吸的60%～90%[3]。其中影響土壤呼吸的因素除了溫度、濕度、pH等非生物因素外，也受到植被、微生物等生物因素的影響，并且隨著人類(lèi)活動(dòng)的增強(qiáng)，人為因素的作用也日益嚴(yán)重[4]。植物不同播種量的種植會(huì)影響植物地上、地下生物量的生長(zhǎng)，從而影響土壤呼吸，成為影響土壤呼吸的主要因素之一。另一方面土壤微生物是促進(jìn)有機(jī)質(zhì)、養(yǎng)分循環(huán)和轉(zhuǎn)化的驅(qū)動(dòng)力，是反映土壤質(zhì)量的重要組成部分[5-6]。土壤微生物分解有機(jī)質(zhì)獲得其生長(zhǎng)所需能量的同時(shí)，產(chǎn)生CO2并排放到大氣中[6-8]，形成土壤呼吸中的微生物呼吸，所以微生物呼吸也是判斷土壤肥力等指標(biāo)的重要因素[9-11]。土壤微生物呼吸及其熵值(qMB，qCO2)作為土壤質(zhì)量的敏感性指標(biāo)，可以用于預(yù)測(cè)土壤有機(jī)碳的長(zhǎng)期變化趨勢(shì)[12]。研究表明，土壤微生物量碳(microbial biomass C)、氮(microbial biomass N)占土壤總碳、總氮的比例雖然較小，卻是微生物量活性中最活躍的部分[11-14]，我國(guó)土壤微生物量碳占土壤總碳量的2%～4%，被認(rèn)為是影響土壤健康和質(zhì)量最關(guān)鍵的因素[15]，土壤微生物量氮占土壤總氮量的1%～5%[14]，氮元素是植株生長(zhǎng)發(fā)育所必需的生長(zhǎng)因素，在草地生態(tài)系統(tǒng)中有著至關(guān)重要的作用[16]，土壤微生物量碳、氮也可以綜合反映土壤肥力和生物活性[17]，綜上，草地土壤呼吸、土壤微生物以及土壤微生物呼吸是反映植被生長(zhǎng)發(fā)育、土壤健康的重要指標(biāo)，而栽培草地不同播種量的種植方式，會(huì)導(dǎo)致植被群落地上、地下生物量的密度及質(zhì)量，從而影響各項(xiàng)指標(biāo)，所以尋求適宜的播種量以達(dá)到植物產(chǎn)量、土壤質(zhì)量協(xié)同提高的試驗(yàn)勢(shì)在必行。

呼倫貝爾草原是我國(guó)溫帶草甸草原分布最具代表性的地區(qū)，是具有典型原生態(tài)特征的保存最完整的草原之一[18-19]。近年來(lái)，天然草原不同程度的退化，嚴(yán)重制約著草地畜牧業(yè)的健康發(fā)展，栽培草地作用日益凸顯[20]，苜蓿(Medicagosativa)是蛋白含量高、適口性良好、營(yíng)養(yǎng)價(jià)值較高的豆科牧草，被稱(chēng)為“牧草之王”[20]，由于商品經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，苜蓿的市場(chǎng)需求量加大，使苜蓿產(chǎn)業(yè)的規(guī)?？焖侔l(fā)展，其中在呼倫貝爾地區(qū)種植苜蓿的面積逐年增加，合理的種植結(jié)構(gòu)是影響栽培草地可持續(xù)利用的首要問(wèn)題[21]。因此，本研究在多年種植苜蓿的試驗(yàn)基礎(chǔ)上，選擇5個(gè)不同播種量的方式，研究苜蓿栽培草地微生物C、N及呼吸特性對(duì)不同播種量的響應(yīng)，探討該地區(qū)最適宜的苜蓿播種量，以期為該地區(qū)苜蓿栽培和利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況及試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.1.1試驗(yàn)區(qū)概況 試驗(yàn)地選擇呼倫貝爾草原生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外試驗(yàn)站(內(nèi)蒙古海拉爾市謝爾塔拉鎮(zhèn))栽培草地試驗(yàn)田，地處N 49°06′-49°32′，E 119°32′-120°35′，研究區(qū)域內(nèi)水熱條件較好，屬于溫帶大陸季風(fēng)性氣候，海拉爾河與伊敏河交匯于此，無(wú)霜期為110 d左右，年降水量250～400 mm，自東南向西北遞減，年平均氣溫-2 ℃，自東南向東北遞增，土壤以黑鈣土為主，區(qū)域內(nèi)耕地開(kāi)墾面積較大。代表性植被類(lèi)型為溫帶草甸草原，代表群系有苜蓿、羊草(Leymuschinensis)、貝加爾針茅(Stipabaicalensis)、草地早熟禾(Poapratensis)、山野豌豆(Viciaamoena)等。

1.1.2供試材料 選擇種植年限為2年的龍牧801(MedicagosativaLongmu 801)為供試材料。由于苜蓿初花期營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)含量最高，苜蓿利用以收干草為主，分別在2015年7月26日和9月25日進(jìn)行第1次和第2次刈割。

1.1.3試驗(yàn)設(shè)計(jì) 在2014年6月5日選擇地勢(shì)平坦、土壤肥沃的土地播種，種植方式為條播，行距為15 cm，不同梯度的播種量分別為6，9，12，15和18 kg·hm-2，每個(gè)處理3次重復(fù)，隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，每個(gè)處理的試驗(yàn)面積為3 m×5 m，共15組試驗(yàn)地。

1.2 土樣采集

于2015年7月26日、9月25日在15個(gè)處理組分別取0～10 cm、10～20 cm土壤，采集方法為“ S ”型多點(diǎn)采集，每小區(qū)選取5個(gè)點(diǎn)混合作為一個(gè)樣品，共30份土壤樣品，標(biāo)記好后裝入塑料自封袋迅速帶回實(shí)驗(yàn)室，過(guò)2 mm篩，一部分暫存于4 ℃冰箱，5日內(nèi)用于土壤微生物量碳、氮測(cè)定，其余自然風(fēng)干后過(guò)篩保存?zhèn)溆谩?/p>

1.3 樣品測(cè)定方法

1.3.1分枝數(shù) 選擇植株生長(zhǎng)狀況基本相同的樣地，設(shè)置每小區(qū)0.5 m×0.5 m樣方，于2015年7月26日和2015年9月25日統(tǒng)計(jì)單位面積內(nèi)苜蓿分枝數(shù)，共計(jì)45組樣方。

1.3.2生物量 地上生物量：15組樣地中每小區(qū)設(shè)置3個(gè)0.5 m×0.5 m的樣方，在7月26日和9月25日進(jìn)行土壤樣品收集之前，將樣方中的植株留茬10 cm，其余均勻剪齊并收集至信封袋中，稱(chēng)其鮮重，之后將其放入65 ℃烘箱烘24 h至恒量，稱(chēng)重；地下生物量：15組樣地中每小區(qū)設(shè)置3個(gè)0.5 m×0.5 m×0.2 m的樣方在土層深度0～20 cm采集地下生物量，將植株與根系上粘附的土壤洗凈，將其放入80 ℃烘箱烘24 h至恒量，稱(chēng)重。

根冠比：地上生物量與地下生物量干重的比值。

1.3.3微生物量碳、氮測(cè)定 使用氯仿熏蒸浸提法[22-23]進(jìn)行土壤微生物量碳、氮的研究，其中微生物量碳測(cè)定采用重鉻酸鉀硫酸外加熱法[24]，微生物量氮的測(cè)定采用半微量凱氏定氮法[25]，其含量計(jì)算用熏蒸和未熏蒸土樣之差除以系數(shù)Kc=0.38和Kn=0.54，公式如下：

土壤微生物量碳(mg/kg)=(Ec-Ec0)/0.38

式中:Ec為熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳量；Ec0為不熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳量；0.38為校正系數(shù)。

土壤微生物量氮(mg/kg)=(En-En0)/0.54

式中:En為熏蒸土壤浸提液中氮量；En0為不熏蒸土壤浸提液中氮量；0.54為校正系數(shù)。

1.3.4微生物呼吸與呼吸熵 本研究采用直接呼吸法，使用CO2容量鹽酸滴定測(cè)定[22]。稱(chēng)取5組預(yù)培養(yǎng)的土壤20 g于燒杯中，每組重復(fù)3次，共15只燒杯，均勻加入蒸餾水調(diào)節(jié)土壤含水量為最大含水量60%，將盛土燒杯移入2.5 L廣口瓶中，在廣口瓶?jī)?nèi)同時(shí)放入20 mL 0.1 mol·L-1氫氧化鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液，用于吸收土壤微生物所釋放的CO2，隨后將廣口瓶置入25 ℃恒溫人工培養(yǎng)箱繼續(xù)培養(yǎng)，試驗(yàn)開(kāi)始后的1，2，4，7，11和15 d對(duì)取出的氫氧化鈉溶液進(jìn)行鹽酸滴定，同時(shí)注意每次滴定后更新氫氧化鈉標(biāo)準(zhǔn)溶液，以備下次滴定。呼吸熵是微生物呼吸與微生物量碳間比率，即每單位微生物生物量碳的具體呼吸速率[7]。

1.4 數(shù)據(jù)處理

經(jīng)Excel整理數(shù)據(jù)后，采用SPSS 20.0軟件進(jìn)行單因素方差(One-way ANOVA)分析，不同處理之間多重比較采用LSD(Least-significant difference)方法，然后經(jīng)過(guò)T檢驗(yàn)(P<0.05)，相關(guān)分析采用雙變量(Spearman相關(guān)系數(shù))分析，然后經(jīng)過(guò)雙側(cè)檢驗(yàn)(P<0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 生產(chǎn)性能比較

隨著播種量的增加，7月苜蓿的分枝數(shù)、地上和地下生物量基本呈現(xiàn)增加趨勢(shì)，其中分枝數(shù)與地上生物量在處理4時(shí)達(dá)到最大值，分枝數(shù)處理4顯著高于處理1(P<0.05)，其數(shù)值大小比較如下：處理1<處理2<處理3<處理5<處理4，地上生物量與地下生物量各處理之間差異不顯著(P>0.05)；9月經(jīng)過(guò)一次刈割后苜蓿的分枝數(shù)在處理5時(shí)達(dá)到最大值，顯著高于處理1(P<0.05)，其數(shù)值大小比較如下：處理1<處理2<處理4<處理3<處理5，地上生物量與地下生物量在處理3時(shí)達(dá)到最大值，處理5其次，地上生物量處理3數(shù)值顯著高于處理2(P<0.05)，地下生物量各處理數(shù)值差異不顯著(P>0.05)。

9月苜蓿的分枝數(shù)相較7月分枝數(shù)平均增加63.00%，增加最多的是處理1達(dá)到85.73%；地上生物量平均減少51.38%，減少最多的是處理4達(dá)到63.48%；地下生物量平均增加18.89%，增加最多的是處理3達(dá)到29.75%(表1)。

表1 不同播種量條件下不同月份苜蓿分枝數(shù)、地上生物量、地下生物量的比較Table 1 Comparison of tiller number, aboveground biomass and belowground biomass of alfalfa in different months under different sowing quantity

注：1代表播種量6 kg·hm-2，2代表9 kg·hm-2，3代表12 kg·hm-2，4代表15 kg·hm-2，5代表18 kg·hm-2，下同；同列數(shù)字后不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)。

Note: In the Table number one mean sowing amount 6 kg·ha-1, two mean sowing amount 9 kg·ha-1, three mean sowing amount 12 kg·ha-1, four mean sowing amount 15 kg·ha-1, five mean sowing amount 18 kg·ha-1, the same below; Values followed by different letters in the same column mean significant differences at 5% level.

2.2 植物根冠比比較

隨著播種量的增加，第一次刈割(7月)苜蓿的地上生物量總體呈增加趨勢(shì)，第二次刈割(9月)苜蓿的地上生物量與7月刈割的地上生物量差異明顯，但與7月刈割地下生物量呈正比例關(guān)系，表明7月刈割苜蓿的根系發(fā)育決定了之后苜蓿的再生性(圖1和圖2)；由于刈割致使地上生物量降低，導(dǎo)致9月苜蓿的根冠比遠(yuǎn)高于7月刈割的苜蓿根冠比，結(jié)合表1可以發(fā)現(xiàn)7月分枝數(shù)最多的處理4其根冠比反而最低，其原因可能是因?yàn)樯L(zhǎng)密度的增加有利于水分的固持，使得地上生物量生長(zhǎng)迅速，地下生物量生長(zhǎng)較為緩慢，到9月刈割時(shí)根系越發(fā)達(dá)的處理其地上部分產(chǎn)量越高。

2.3 土壤微生物生物量碳、氮對(duì)不同播種量的響應(yīng)

7月土層0～10 cm微生物生物量碳處理1最高，但各處理之間差異不顯著(P>0.05)，說(shuō)明土層0～10 cm微生物生物量碳隨著播種量增加變化平穩(wěn)，微生物量碳最高的處理1與微生物量碳最低的處理3之間相差34.39%；土層10～20 cm微生物生物量碳處理5最高，顯著高于其他處理(P<0.05)，說(shuō)明土層10～20 cm微生物生物量碳隨著播種量增加變化劇烈，微生物量碳最高的處理5與微生物量碳最低的處理4之間相差66.47%(圖3)。

9月土層0～10 cm微生物生物量碳處理5最高，顯著高于處理1、2和3(P<0.05)，微生物量碳最高的處理5與微生物量碳最低的處理1之間相差60.68%；土層10～20 cm微生物生物量碳也是處理5最高，但處理之間差異不顯著(P>0.05)，說(shuō)明土層10～20 cm微生物生物量碳隨著播種量增加變化平穩(wěn)，微生物量碳最高的處理5與微生物量碳最低的處理3之間相差29.52%(圖4)。

7月土層0～10 cm微生物生物量氮處理5最高，并且顯著高于其余各組(P<0.05)，微生物量氮最高的處理5與微生物量氮最低的處理4之間相差52.14%；土層10～20 cm微生物生物量氮處理3最高，顯著高于處理5(P<0.05)，微生物量氮最高的處理3與微生物量氮最低的處理5之間相差43.10%(圖5)。

9月土層0～10 cm微生物生物量氮處理2最高，顯著高于其余各處理(P<0.05)，微生物量氮最高的處理2與微生物量氮最低的處理4之間相差63.46%；土層10～20 cm微生物生物量氮處理3最高，顯著高于處理5(P<0.05)，微生物量氮最高的處理3與微生物量氮最低的處理5之間相差48.30%(圖6)。

圖1 7月不同播種量下根冠比的比較Fig.1 Comparison of root shoot ratio at different sowing quantity in July

圖2 9月不同播種量下根冠比的比較Fig.2 Comparison of root shoot ratio at different sowing quantity in September

不同字母表示處理間差異顯著(P<0.05)。下同。The different letters indicate significant difference between the treatments (P<0.05).The same below.

圖3 7月不同播種量下土壤微生物量碳變化Fig.3 Changes of soil microbial biomass carbon under different sowing quantity in July

圖4 9月不同播種量下土壤微生物量碳變化Fig.4 Changes of soil microbial biomass carbon under different sowing quantity in September

圖5 7月不同播種量下土壤微生物量氮變化Fig.5 Changes of soil microbial biomass nitrogen under different sowing quantity in July

圖6 9月不同播種量下土壤微生物量氮變化Fig.6 Changes of soil microbial biomass nitrogen under different sowing quantity in September

2.4 土壤微生物呼吸及呼吸熵對(duì)不同播種量的響應(yīng)

7月土壤深淺兩層微生物呼吸及呼吸熵隨著播種量的增加(圖7和圖8)均呈現(xiàn)出較為一致的先降低后升高趨勢(shì)，土層0～10 cm處理1微生物呼吸、呼吸熵?cái)?shù)值最高，趨勢(shì)變化為由處理1降低至處理3，后上升至處理5，但各處理之間差異不顯著(P>0.05)。

9月土壤深淺兩層微生物呼吸及呼吸熵隨著播種量的增加(圖9和圖10)表現(xiàn)出相反的趨勢(shì)，土層0～10 cm微生物呼吸處理4和5顯著高于其余各處理(P<0.05)；呼吸熵處理4顯著高于其余各處理(P<0.05)，處理5其次；土層10～20 cm微生物呼吸處理2最高，顯著高于處理3和4(P<0.05)，處理1其次；呼吸熵處理1最高，處理2其次，但各處理之間差異不顯著(P>0.05)。

圖7 7月不同播種量下土壤微生物呼吸變化Fig.7 Changes of soil microbial respiration under different sowing quantity in July

圖8 7月不同播種量下土壤微生物呼吸熵變化Fig.8 Changes of soil microbial respiratory quotient under different sowing quantity in July

圖9 9月不同播種量下土壤微生物呼吸變化Fig.9 Changes of soil microbial respiration under different sowing quantity in September

圖10 9月不同播種量下土壤微生物呼吸熵變化Fig.10 Changes of soil microbial respiratory quotient under different sowing quantity in September

2.5 呼吸熵與微生物特性相關(guān)分析

通過(guò)對(duì)不同時(shí)期不同土層深度下呼吸熵與微生物特性相關(guān)關(guān)系進(jìn)行分析(表2)，結(jié)果表明，呼吸熵與微生物呼吸、微生物量碳呈正相關(guān)，其中除7月0～10 cm土層微生物量碳外均達(dá)到顯著水平(P<0.05)；呼吸熵與微生物量氮除7月0～10 cm土層外其余呈負(fù)相關(guān)，但未達(dá)到顯著水平(P>0.05)。

3 討論

苜蓿栽培草地不同播種量的種植方式，會(huì)直接反映苜蓿地上、地下生物量的不同；從而導(dǎo)致凋落物質(zhì)量、數(shù)量發(fā)生變化，凋落物回歸土壤導(dǎo)致土壤元素發(fā)生變化，元素變化則導(dǎo)致微生物發(fā)生變化[26]，所以不同播種量對(duì)微生物呼吸以及微生物C、N有重要影響。土壤微生物調(diào)控土壤中有機(jī)化合物的轉(zhuǎn)化和利用以及養(yǎng)分的吸持和釋放，且土壤中的一系列過(guò)程均以碳、氮循環(huán)為中心[27-28]。

表2 呼吸熵與微生物特性相關(guān)分析Table 2 Correlation analysis between respiratory quantity and microbial characteristics

土壤微生物碳不僅能反映微生物對(duì)環(huán)境作用的能力，還能通過(guò)微生物量碳的情況揭示土壤有機(jī)質(zhì)的狀態(tài)和積累情況[23-24]，本研究結(jié)果表明，微生物生物量碳7月10～20 cm土層與9月0～10 cm和10～20 cm土層均在播種量為18 kg·hm-2時(shí)達(dá)到最大值，說(shuō)明土壤微生物量碳隨播種量變化，在本實(shí)驗(yàn)中18 kg·hm-2為最佳播種量，但伴隨其變化趨勢(shì)應(yīng)當(dāng)在之后實(shí)驗(yàn)中設(shè)置更高梯度，從而排除樣本容量的影響來(lái)驗(yàn)證18 kg·hm-2是否為促進(jìn)土壤微生物量碳的最佳播種量；通過(guò)兩個(gè)月份的對(duì)比可以看出數(shù)值上微生物量碳7月整體高于9月，說(shuō)明隨著時(shí)間變化土壤微生物量碳呈降低趨勢(shì)，表層土壤可能由于微生物活動(dòng)劇烈并且容易受到外界環(huán)境因素影響導(dǎo)致其變化明顯[27]。

微生物量氮是指活的微生物體內(nèi)所含有的氮，是主要的可礦化氮源，對(duì)土壤氮素供應(yīng)和循環(huán)具有重要的意義[27-30]。數(shù)值上微生物量氮7月整體高于9月，則說(shuō)明隨著時(shí)間變化土壤微生物量氮也呈降低趨勢(shì)，這種相似的規(guī)律說(shuō)明7月是植株生長(zhǎng)旺期，其植株的生長(zhǎng)以及根系的原因都有利于土壤碳、氮的積累，而9月微生物量氮數(shù)值較低則說(shuō)明刈割后苜蓿再生對(duì)土壤養(yǎng)分的吸收導(dǎo)致土壤微生物量碳氮的整體含量逐漸降低。本研究中微生物氮與碳的結(jié)果不同，9月土層0～10 cm、10～20 cm均因播種量的增加大致呈先升高后降低的趨勢(shì)，微生物氮與碳在7月0～10 cm變化趨勢(shì)基本相同，同樣說(shuō)明在土層0～10 cm微生物量變化較為平穩(wěn)，而其他3種情況變化較為劇烈，其原因可能是由于植被建植第二年，表層土壤植株根系、凋落物趨于穩(wěn)定，但在深層土壤10～20 cm植株根系仍在生長(zhǎng)發(fā)育，特別是建植第二年，苜蓿總生物量的增加導(dǎo)致了植物根系的變化，這與黃懿梅等[27]研究結(jié)果基本相同。

微生物呼吸強(qiáng)度是判斷土壤微生物總活性的指標(biāo)[31]，本研究結(jié)果表明，7與9月微生物呼吸基本呈先降低后上升的趨勢(shì)，而9月土層0～10 cm呼吸強(qiáng)度則隨著播種量的增加呈直線(xiàn)上升趨勢(shì)，其原因可能是由于7月第一次刈割后植株要經(jīng)歷第二次生長(zhǎng)發(fā)育，播種密度越高則根系活動(dòng)作用越突出，所以導(dǎo)致呼吸變化呈上升趨勢(shì)。同時(shí)結(jié)果表明，呼吸熵與微生物呼吸變化趨勢(shì)一致，但呼吸熵代表的是土壤受脅迫程度，有研究表明呼吸熵值越低，則說(shuō)明土壤受脅迫程度越小，其土壤環(huán)境越成熟[27]。結(jié)合本試驗(yàn)，播種量為12 kg·hm-2時(shí)呼吸熵值最低，說(shuō)明該植株播種量土壤環(huán)境最成熟穩(wěn)定；在播種量為18 kg·hm-2時(shí)呼吸強(qiáng)度與呼吸熵的數(shù)值與播種量為12 kg·hm-2時(shí)差異不顯著，說(shuō)明18 kg·hm-2時(shí)土壤環(huán)境同樣趨于穩(wěn)定；另一方面隨著播種量的增加呼吸熵與微生物量碳呈正相關(guān)，除7月0～10 cm土層外均達(dá)到顯著水平，分析其原因可能是隨播種量的增加凋落物太多或質(zhì)量發(fā)生變化導(dǎo)致土壤中C發(fā)生變化；呼吸熵與微生物量氮除7月0～10 cm土層外其余呈負(fù)相關(guān)，但未達(dá)到顯著水平，分析其原因可能是因?yàn)橥寥赖L(zhǎng)期累積的結(jié)果，短期內(nèi)是難以檢測(cè)到比較明顯的變化[32]。

生物量是人工栽培草地的重要指標(biāo)，實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)7月生物量高于9月生物量，同時(shí)微生物碳、氮與之相同,7月高于9月，其原因可能是生物量的增加，導(dǎo)致凋落物的增加，凋落物回歸土壤則影響微生物量碳、氮數(shù)值變化，但其具體反映的機(jī)理過(guò)程還需進(jìn)一步研究[26]。通過(guò)根冠比的高低可以看出7月播種量為18 kg·hm-2的處理最大，其微生物碳高于其余各組，0～10 cm土層的微生物氮顯著高于其余各組；9月播種量為9和18 kg·hm-2的處理的根冠比較高，對(duì)應(yīng)的微生物量碳18 kg·hm-2的處理最高，微生物量氮在0～10 cm土層9 kg·hm-2的處理最高，18 kg·hm-2的處理其次，通過(guò)微生物碳、氮與生物量的變化可以發(fā)現(xiàn)生物量對(duì)微生物量碳影響較為明顯，而對(duì)微生物量氮只能影響到表層土壤，因此，不同播種量苜蓿種植方式與微生物氮的響應(yīng)關(guān)系應(yīng)有待進(jìn)一步研究。

4 結(jié)論

1)結(jié)果中顯示隨播種量的增加微生物呼吸熵與微生物呼吸、微生物量碳呈正相關(guān)；

2)土壤微生物碳、氮及土壤微生物呼吸對(duì)苜蓿不同播種量有一定的響應(yīng)作用；

3)不同播種量結(jié)合植株生物量、土壤微生物呼吸、土壤微生物量碳、氮等指標(biāo)結(jié)果顯示在本實(shí)驗(yàn)中播種量為18 kg·hm-2時(shí)效果最好。

References：

[1] Cui X Y, Chen Z Z, Chen S Q. Progress in research on soil respiration of grasslands. Acta Ecologica Sinica, 2001, 21(2): 315-325.

崔驍勇, 陳佐忠, 陳四清. 草地土壤呼吸研究進(jìn)展. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 21(2): 315-325.

[2] Liu J, Zhao Y, Zhang Q M,etal. Effects of land use on soil microbial biomass and community structure in the loess hill region of west Henan. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(8): 36-47.

劉晶, 趙燕, 張巧明, 等. 不同利用方式對(duì)豫西黃土丘陵區(qū)土壤微生物生物量及群落結(jié)構(gòu)特征的影響. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(8): 36-47.

[3] Schimel D S, Louse J I, Libbard K A,etal. Recent patterns and mechanisms of carbon exchange by terrestrial ecosystems. Nature, 2001, 414(6860): 169-172.

[4] Liu S H, Fang J Y. Effect factors of soil respiration and the temperatures effects on soil respiration in the global scale. Acta Ecologica Sinica, 1997, 17(5): 469-476.

劉紹輝, 方精云. 土壤呼吸的影響因素及全球尺度下溫度的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1997, 17(5): 469-476.

[5] Ma X X, Wang L L, Li Q H,etal. Effects of long-term fertilization on soil microbial biomass carbon and nitrogen and enzyme activities during maize growing season. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(17): 5502-5511.

馬曉霞, 王蓮蓮, 黎青慧, 等. 長(zhǎng)期施肥對(duì)玉米生育期土壤微生物量碳氮及酶活性的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(17): 5502-5511.

[6] Wang W J, Dalal R C, Moody P W,etal. Relationships of soil respiration to microbial biomass, substrate availability and clay content. Soil Biology & Biochemistry, 2003, 35(2): 273-284.

[7] Zhu R F, Tang F L, Liu J L,etal. Response of soil microbial biomass carbon and nitrogen on a short-term fertilizing N inLeymuschinensismeadow. Acta Agrestia Sinica, 2016, 24(3): 553-558.

朱瑞芬, 唐鳳蘭, 劉杰淋, 等. 羊草草甸草原土壤微生物生物量碳氮對(duì)短期施氮的響應(yīng). 草地學(xué)報(bào), 2016, 24(3): 553-558.

[8] Zhang P J, Li L Q, Pan G X,etal. Influence of long-term fertilizer management on topsoil microbial biomass and genetic diversity of a paddy soil from the Tai Lake region. Acta Ecologica Sinica, 2004, 24(12): 2818-2824.

張平究, 李戀卿, 潘根興, 等. 長(zhǎng)期不同施肥下太湖地區(qū)黃泥土表土微生物碳氮量及基因多樣性變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 24(12): 2818-2824.

[9] Wang Y, Li Z J, Han B,etal. Effects of conservation tillage on soil microbial characters and soil enzyme activities. Acta Ecologica Sinica, 2007, 27(8): 3384-3390.

王蕓, 李增嘉, 韓賓, 等. 保護(hù)性耕作對(duì)土壤微生物量及活性的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(8): 3384-3390.

[10] Hu Y L, Wang S L, Huang Y,etal. Effects of litter chemistry on soil biological property and enzymatic activity. Acta Ecologica Sinica, 2005, 25(10): 2662-2668.

胡亞林, 汪思龍, 黃宇, 等. 凋落物化學(xué)組成對(duì)土壤微生物學(xué)性狀及土壤酶活性的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(10): 2662-2668.

[11] Jagadish C T, Subhash C M, Shyam K. Influence of straw size on activity and biomass of soil microorganisms during decomposition. European Journal of Soil Biology, 2001, 37: 157-160.

[12] Liu S S, Wang F, Zhang X H,etal. Effect of grazing disturbance on soil microbial biomass and respiratory quotient in mountain forest of arid valley ecotone in upper reaches of Minjiang river. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2014, 34(2): 63-68.

劉珊珊, 王芬, 張興華, 等. 放牧干擾對(duì)岷江上游山地森林-干旱河谷交錯(cuò)帶土壤微生物量及呼吸熵的影響. 水土保持通報(bào), 2014, 34(2): 63-68.

[13] Mers I W, Schinn Er F. An improved and accurate method for determining the dehydrogenase activity of soils with iodonitrotetrazolium chloride. Biology and Fertility of Soils, 1991, 11: 216-220.

[14] Smith J L, Paul E A. The significance of soil microbial biomass estimations//Bollag J M, Stotzky G. Soil biochemistry. New York: Marcel Dekker, Inc., 1990.

[15] Qu W H, Li Z G, Li J. Effects of fertilizing organic materials on contents of carbon and nitrogen, enzyme activity of desertified soils and alfalfa biomass. Pratacultural Science, 2017, 34(3): 456-464.

屈皖華, 李志剛, 李健. 施用有機(jī)物料對(duì)沙化土壤碳氮含量、酶活性及紫花苜蓿生物量的影響. 草業(yè)科學(xué), 2017, 34(3): 456-464.

[16] Gao C, Zhang Y X, Chen J S,etal. Analysis of soil nitrogen dynamics ofMedicagosativaandLeymuschinensispasture in the Songnen Plain. Pratacultural Science, 2015, 32(4): 501-507.

高超, 張?jiān)聦W(xué), 陳積山, 等. 松嫩平原苜蓿和羊草栽培草地土壤氮素動(dòng)態(tài)分析. 草業(yè)科學(xué), 2015, 32(4): 501-507.

[17] Zhang H B, Yang G X, Huang Q,etal. Analysis of dynamic spatial-temporal changes of landscape patterns in Hulunbur meadow steppes-taking Hailaer and surrounding areas as an example. Acta Prataculturae Sinica, 2009, 18(1): 134-143.

張宏斌, 楊桂霞, 黃青, 等. 呼倫貝爾草甸草原景觀(guān)格局時(shí)空演變分析——以海拉爾及周邊地區(qū)為例. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2009, 18(1): 134-143.

[18] Liu Y, Han S J, Hu Y L,etal. Effects of soil temperature and humidity on soil respiration rate in pinus olgensis forest. Chinese Journal of Applied Ecology, 2005, 16(9): 1581-1585.

劉穎, 韓士杰, 胡艷玲, 等. 土壤溫度和濕度對(duì)長(zhǎng)白松林土壤呼吸速率的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 16(9): 1581-1585.

[19] Shanghai Society for Plant Physiology. Laboratory manual of plant physiology. Shanghai: Shanghai Science and Technology Press, 2009: 3.

上海植物生理學(xué)會(huì). 植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)手冊(cè). 上海: 上海科學(xué)技術(shù)出版社, 2009: 3.

[20] Sun Q Z, Yu Z, Xu C C. Urgency of further developing alfalfa industry in China. Pratacultural Science, 2012, 29(2): 314-319.

孫啟忠, 玉柱, 徐春城. 我國(guó)苜蓿產(chǎn)業(yè)亟待振興. 草業(yè)科學(xué), 2012, 29(2): 314-319.

[21] Jiang Y M, Yao T, Li J H,etal. Effects of different management measures on soil microbial biomass in an alpine meadow. Acta Prataculturae Sinica, 2016, 25(12): 35-43.

蔣永梅, 姚拓, 李建宏, 等. 不同管理措施對(duì)高寒草甸土壤微生物量的影響研究. 草業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 25(12): 35-43.

[22] 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 & Biochemistry, 1985, 17(6): 837-842.

[23] Vance E D, Brookes P C, Jenkinson D S. An extraction method for measuring soil microbial biomass C. Soil Biology & Biochemistry, 1987, 19(6): 703-707.

[24] Lin Q M, Wu Y G, Liu H L. Modification of fumigation extraction method for measuring soil microbial biomass carbon. Chinese Journal of Ecology, 1999, (2): 63-66.

林啟美, 吳玉光, 劉煥龍. 熏蒸法測(cè)定土壤微生物量碳的改進(jìn). 生態(tài)學(xué)雜志, 1999, (2): 63-66.

[25] Liu Y, Zhou L R, Miao S J. Effects of long-term fertilization on mollisoil enzyme activities and microbial respiration. Soil and Fertilizer in China, 2010, (1): 7-10.

劉妍, 周連仁, 苗淑杰. 長(zhǎng)期施肥對(duì)黑土酶活性和微生物呼吸的影響. 中國(guó)土壤與肥料, 2010, (1): 7-10.

[26] Xie T T. Effects of litter changes after simulating forest canopy damage on soil nitrogen mineralization rate. Beijing: Chinese Academy of Forestry, 2013.

謝亭亭. 模擬林冠受損后凋落物變化對(duì)土壤氮礦化速率的影響. 北京： 中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院, 2013.

[27] Huang Y M, An S S, Xue H. Responses of soil microbial biomass C and N and respiratory quotient (qCO2) to revegetation on the Loess Hilly-Gully region. Acta Ecologica Sinica, 2009, 29(6): 2811-2818.

黃懿梅, 安韶山, 薛虹. 黃土丘陵區(qū)草地土壤微生物C、N及呼吸熵對(duì)植被恢復(fù)的響應(yīng). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(6): 2811-2818.

[28] Zhao J, Geng Z C, Shang J,etal. Effects of biochar and biochar-based ammonium nitrate fertilizers on soil microbial biomass carbon and nitrogen and enzyme activities. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(8): 2355-2362.

趙軍, 耿增超, 尚杰, 等. 生物炭及炭基硝酸銨對(duì)土壤微生物量碳、氮及酶活性的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(8): 2355-2362.

[29] Bastida F, Barberá G G, García C,etal. Influence of orientation, vegetation and season on soil microbial and biochemical characteristics under semiarid conditions. Applied Soil Ecology, 2008, 38(1): 62-70.

[30] Breuer L, Huisman J A, Keller T,etal. Impact of a conversion from cropland to grassland on C and N storage and related soil properties: Analysis of a 60-year chronosequence. Geoderma, 2006, 133(1/2): 6-18.

[31] Insam H. Are the soil microbial biomass and basal respiration governed by the climatic regime. Soil Biology & Biochemistry, 1990, 22(4): 525-532.

[32] Grove S J. Extent and composition of dead wood in Australian lowland tropical rainforest with different management histories. Forest Ecology and Management, 2001, 154(22): 35-33.