《草原生物多樣性的變化對土壤C、N、P循環(huán)的影響實證研究》10000字（論文）

草原生物多樣性的變化對土壤C、N、P循環(huán)的影響實證研究摘要受全球氣候和環(huán)境的改變以及人類活動的影響，生物多樣性喪失的問題不斷加劇，生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)功能的關系受到越來越多的關注。土壤功能不僅能反應生態(tài)系統(tǒng)的物質循環(huán)能力，還對群落生產(chǎn)力具有直接影響。還因此，生物多樣性如何影響土壤功能逐漸受到生態(tài)學研究者的廣泛關注。本研究在人工控制條件下構建了北方典型草原主要物種多樣性實驗，包括2物種、4物種混種和7物種混種三個水平，測定了不同多樣性處理對土壤的C、N、P養(yǎng)分循環(huán)的影響，所得結果表明：（1）在C養(yǎng)分循環(huán)方面，物種數(shù)目對土壤β-葡萄糖苷酶活性存在顯著正向影響（P<0.05）；而對土壤全C含量影響不顯著。（2）在N養(yǎng)分循環(huán)方面，物種數(shù)目對土壤脲酶活性存在顯著負影響（P<0.05）；對土壤氨態(tài)氮含量影響顯著（P<0.05），其中2物種含量最高而4物種含量最低；對土壤總氮量和硝態(tài)氮的含量無顯著影響。（3）在P養(yǎng)分循環(huán)方面，物種數(shù)目對土壤酸性磷酸酶活力具有顯著影響，其中在4物種水平時，土壤酸性磷酸酶活力最低，2物種水平下土壤酸性磷酸酶活力最高，對土壤有效磷含量具有顯著負影響（P<0.05）。所得結果表明中國北方典型草原生物多樣性的變化能夠顯著影響土壤C、N、P循環(huán)，其中，與這些循環(huán)相關的酶活力對物種多樣性的響應比物質含量更敏感，這將為合理預測和評估全球變化下的該區(qū)域的生態(tài)后果提供了理論依據(jù)及數(shù)據(jù)支持。關鍵字：物種多樣性土壤C循環(huán)土壤N循環(huán)土壤P循環(huán)目錄摘要 一．前言和文獻綜述（一）物種多樣性與生態(tài)系統(tǒng)功能物種多樣性作為生物多樣性的重要組成部分，可以用于評價和衡量各種生物的豐富程度[1]。由于全球氣候的變化，加速了物種多樣性的缺失，物種多樣性和生態(tài)系統(tǒng)功能之間的關系受到廣泛關注[2-3]。并且越來越多的實驗證明了物種豐富度對生態(tài)系統(tǒng)功能有明顯的正向直接影響[4]。（二）物種多樣性與土壤生態(tài)系統(tǒng)功能用土壤中C、N、P循環(huán)相關的一些土壤變量指標來反映旱地土壤養(yǎng)分循環(huán)的功能在近些年被廣泛應用[5-8]。在土壤養(yǎng)分循環(huán)過程中，碳、氮、磷元素扮演了主要角色，對其他養(yǎng)分循環(huán)具有推動作用[2]。對于維持土壤多元素的平衡發(fā)揮著關鍵作用[3]。1.土壤碳氮磷元素循環(huán)土壤的碳素循環(huán)包括兩個循環(huán)途徑，一個是生物循環(huán)：大氣中的CO2通過植物的光合作用轉化成有機物，植物經(jīng)過生長之后枯萎凋落到土壤表層，部分被分解成有機碳固定在土壤中，土壤中的微生物和動物將有機碳礦化。另一部分被植物再次利用。另一個途徑是化學循環(huán)：通過植物光合作用轉化成的有機碳還有一部分，經(jīng)過植物、凋落物以及土壤的呼吸作用被釋放到了空氣中。若植物的物種多樣性改變，將會導致凋落物的成分不同，進一步影響土壤中的有機碳含量，最后影響土壤的碳素循環(huán)過程[9]。土壤中氮素的形態(tài)有三種：無機氮、有機氮、微生物氮。土壤氮素循環(huán)也有兩種方式：一種是空氣中的氮氣通過生物固氮、高能固氮或人類活動合成三種方式轉化成無機氮，反硝化細菌再將無機氮轉化成氮氣。另一種是土壤中的氨態(tài)氮或硝態(tài)氮被植物吸收后合成蛋白質，經(jīng)過食草動物進入動物傳遞。動物合成尿素、尿酸等排泄物，微生物再將排泄物分解釋放氮氣[10]。不同于碳氮元素以大氣作為循環(huán)的來源，磷元素主要來自于礦物的風化。含磷灰石的巖石被風化后將磷酸鹽釋放到土壤中。植物的根際吸收土壤中的磷酸鹽，將其轉化為有機磷。其中，磷酸根離子等一些易被植物吸收的磷被稱為速效磷。磷從植物傳遞到動物中。最后通過微生物分解尸體完成循環(huán)[11]。圖1土壤碳氮磷元素循環(huán)2.土壤元素循環(huán)與土壤酶土壤中碳氮磷元素的循環(huán)過程依賴于酶催化的化學反應，因此土壤酶活性是土壤功能的重要指標。土壤酶主要包括氧化還原酶類和水解酶類[12]。土壤酶活性限制了土壤養(yǎng)分循環(huán)，通過檢測這些酶的活性可以判斷土壤的碳氮磷代謝水平[13]。土壤酶活性受到許多因素的影響，包括土壤水分、溫度、酸堿度等理化性質。有文章對比了溫度和底物可利用性對水稻土中的碳氮循環(huán)相關酶活性的影響，發(fā)現(xiàn)隨著溫度升高，土壤酶活性的限制因素由溫度向底物可利用性轉變。同時添加外源碳對酶活性的影響大于溫度的影響[14]。此外，由于土壤酶來源于土壤中的生物，土壤酶活性還會受到土壤微生物和植物的影響。已有研究發(fā)現(xiàn)通過對土壤微生物群落的功能基因豐度的檢測可以實現(xiàn)對參與碳降解的酶活性變化的預測[15]。不同植物群落的土壤酶也具有不同的特征。對黃河三角洲三種不同鹽生植物群落的研究發(fā)現(xiàn)，土壤酶活性在很大程度上會受到植物類型及其根際效應的影響[16]。（三）中國典型草原及生物多樣性草原是全球生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分之一。中國草原面積約占國土總土地面積的2/5，是最大的陸地生態(tài)系統(tǒng)[17]。草原生態(tài)系統(tǒng)在氣候調節(jié)、保持水土、防治風沙等方面具有重要作用。此外，由于草原是非常重要的碳庫，草原生態(tài)系統(tǒng)還被認為在減少溫室氣體方面具有很大的潛力[18]。但隨著畜牧業(yè)的發(fā)展和人口增加引起糧食需求上升，草原物種多樣性不斷減少，導致生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性不斷變差，易受到環(huán)境和人為因素的干擾。目前中國草原生態(tài)學家已經(jīng)對北溫帶草原的結構與功能進行了大量研究，這些研究主要在內蒙古錫林郭勒草原進行。發(fā)揮它的草原生態(tài)系統(tǒng)功能有利于維持區(qū)域及全球生態(tài)系統(tǒng)平衡。但近半個世紀以來，全球氣候變暖以及人為活動的頻繁干擾，對草原生態(tài)系統(tǒng)造成了顯著的破壞。近50年來，錫林郭勒地區(qū)氣溫持續(xù)升高，每十年增溫0.43℃[19]。溫度升高使得夏季干旱時間增多，不利于植被的維持。過度放牧、人口增長、工業(yè)開發(fā)等人為因素進一步加劇了草原的退化。有研究報道錫林郭勒草原退化過程中受到人為因素和自然因素的影響，其中人為因素的影響程度是自然因素的兩倍，約為45%[20]。我國內蒙古典型草原的不斷退化，導致生物多樣性不斷降低，種間相互作用加劇，從而導致草原生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)力嚴重下降，嚴重威脅著我國草地的生態(tài)安全與穩(wěn)定，制約著經(jīng)濟的發(fā)展。保護草原生態(tài)系統(tǒng)刻不容緩。一項針對錫林郭勒草原持續(xù)24年的研究發(fā)現(xiàn)草原群落水平的穩(wěn)定性來自于物種和功能群水平上主要成分之間的補償性相互作用[21]。這為從物種多樣性角度保護草原提出了新的依據(jù)。（四）課題提出及研究意義關于物種多樣性是如何影響錫林郭勒草原生態(tài)系統(tǒng)的多功能性，已經(jīng)有了大量的研究。物種豐富度對生態(tài)系統(tǒng)多功能性的影響突出了植物多樣性作為干旱地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)多功能性驅動力的重要性。發(fā)現(xiàn)植物多樣性對生態(tài)系統(tǒng)單個功能比如生產(chǎn)力，C儲存有顯著的正向作用。但是這些研究都忽略了生物多樣性對生態(tài)系統(tǒng)功能的影響。基于以上認識，本研究擬利用內蒙古典型草原區(qū)重要的建群種羊草及常見其他草本植物為研究對象，來探究生物多樣性對土壤功能的影響。主要研究以下問題：（1）物種多樣性對土壤碳、氮、磷養(yǎng)分循環(huán)的影響（2）本實驗通過研究物種多樣性對土壤多功能性的影響，為全球變化大背景下內蒙古草原的保護、恢復、規(guī)范化管理和合理利用提供一定的科學理論依據(jù)和指導。 材料和方法二、材料和方法實驗材料與儀器實驗材料本論文所用實驗材料均為中國北方典型草原區(qū)的主要物種，共11種。其中禾本科植物種類為5種，包括羊草（Leymuschinensis），大針茅(Stipagrandis)，冰草(Agropyroncristatum)、羽茅(Achnatherumsibiricum)、糙隱子草(Cleistogenessquarrosa)。其中，羊草（Leymuschinensis）為該區(qū)域重要的建群種，是根莖型禾草，耐寒耐旱，是內蒙古草原的主要牧草，根莖發(fā)達，可以保持水土，在俄羅斯、日本、朝鮮。我國的內蒙古新疆、東北等地都有分布。大針茅(Stipagrandis)是多年生的密叢草本植物。冰草(Agropyroncristatum)屬多年生草本植物，葉片長質較硬而粗糙。羽茅（Achnatherumsibiricum

）是多年生草本植物，須根較粗，疏叢。糙隱子草（Cleistogenessquarrosa

）是多年生草本植物。在內蒙古錫林浩特市羊草群落的典型群落(116°42′E，43°38′N，海拔1187m)采集的11中植物，除了禾本科植物外，還有星毛委陵菜(Potentillaacaulis)、洽草(Koeleriacristata)、苔草(Carextristachya)、冷蒿(Artemisiafrigida)、野韭(Alliumramosum)、知母(Anemarrhenaasphodeloides)。星毛委陵菜（Potentilla

acaulis

）是薔薇科多年生草本植物，分枝多，根莖發(fā)達，可以很好的保持水土。苔草(Carextristachya)，是莎草科多年生草本植物，具地下根狀莖，抗鹽堿，保持水土。冷蒿(Artemisiafrigida)書菊科植物，半灌木狀。野韭(Alliumramosum)，蔥科植物，根狀莖粗壯。知母(Anemarrhenaasphodeloides)百合科的多年生草本植物，根狀莖，抗寒抗旱。本論文所用羊草為2010年采集于內蒙古錫林郭勒典型草原，其他植物均為2017年6月采集，所有植物采集后均在于南開大學實驗田種植馴化后備用。主要儀器臺式離心機（Eppendorf，5810R）通風櫥（北京鳴遠實驗家具公司）空氣浴振蕩器（HZQ-C）電子天平（METTLERTOLEDO,AL104）紫外可見分光光度計（SHIMADZU,UV-1800）冰箱（美菱，DW-YL270）水浴鍋（天津市泰斯特儀器有限公司，DK-98-IIA）元素分析儀（Elementar，Germany）AA3全自動連續(xù)流動注射分析儀（SEALAutoAnalyzer3）常用試劑配制脲酶測定試劑盒（蘇州科銘生物技術有限公司）β-葡萄糖苷酶測定試劑盒（蘇州科銘生物技術有限公司）酸性磷酸酶測定試劑盒（蘇州科銘生物技術有限公司）鉬銻抗試劑：稱取10g鉬酸銨，溶于440mL蒸餾水中，定容至450mL，然后緩慢加入153mL濃硫酸，邊加邊攪動。再加入100ml的酒石酸氧銻鉀溶液（0.5％）。定容至1L。鉬銻抗混合溶液：臨用前稱取VC（即抗壞血酸）1.5g，溶于100mL鉬銻抗混合液中。0.5mol/LNaHCO3浸提液：稱取42gNaHCO3溶于900mL蒸餾水中，定容至1L。利用1mol/L的NaOH溶液和1mol/L的HCL溶液，調節(jié)溶液pH值至8.5，保存于塑料瓶中。P標準溶液：取0.2195gKH2PO4（分析純）溶于400ml水中，加入5ml濃硫酸，轉入1L容量瓶，定容至1L，此溶液為50mg/mL的P標準溶液，吸取25ml的50mg/mLP標準液，稀釋至250ml，此時可得到5μg/mL的P標準液。（二）實驗方法實驗設計實驗采用單因素實驗，因素為物種多樣性，包括2物種，4物種7物種三種物種多樣性水平，其中羊草為組成中的固定成分，占總密度的50%，其他物種由采集的群落常見種自由組合構成，每種組合重復6次。2017年7月2日在南開大學網(wǎng)室開始種植。將4.0kg原生生境土裝入花盆中，根據(jù)草原群落物種生長密度，每盆移栽12株植物，包括6株羊草和6株其他物種，并進行編號。為了減少物種之間的初始差異，選擇長勢較為一致的植株的植株進行移栽，并在移栽前將所有羊草和其他物種分別修剪，使其地上部和地下部長度一致。土壤樣品采集：于2020年10月1日收集土壤樣品，將花盆中的植物去除，每一盆取200g左右土壤裝入封口袋，并根據(jù)種植時的編號進行編號標記。在室內陰涼處風干。測定土壤總碳和總氮的土壤需要過100目篩，測氨態(tài)氮、硝態(tài)氮、和有效磷的土壤需要過2mm目篩。土壤功能的測定土壤C循環(huán)C循環(huán)指標包括土壤全C含量及土壤β-葡萄糖苷酶活性的測定。土壤全C含量的測定借助元素分析儀（Elementar,Germany）完成。土壤β-葡萄糖苷酶活性的測定采用硝基苯酚比色法，利用試劑盒來完成，具體方法如下：①每一個編號的風干土樣稱取兩份，每份的重量為0.05g，分別放入兩個EP管中，一個作為對照組，一個作為測定組。②分別在每個管中加入25μl試劑盒試劑一（甲苯），測定管放置室溫振蕩混勻15min，對照管在90℃環(huán)境振蕩混勻15min。③在測定管中繼續(xù)加入400μl試劑盒試劑二，500μl試劑盒試劑三；對照管中加入400μl蒸餾水，500μl試劑盒試劑三。充分混合均勻后，振蕩反應1小時（37℃）。④震蕩結束后，立即于90℃水浴培養(yǎng)5min（蓋緊EP管蓋，防止水分流失）。⑤用自來水流水冷卻，然后10000r/min，25℃離心10min。⑥取上清液5000μl于一個新EP管中，加入1000μl試劑盒試劑四，充分混勻，于室溫環(huán)境靜置2min。⑦以對照管為參比，400nm處測定測定管的吸光值。土壤N循環(huán)N循環(huán)指標指標包括土壤氨態(tài)氮含量、硝態(tài)氮含量、全N含量及土壤脲酶活力的測定。全N含量的測定測定依靠元素分析儀（Elementar,Germany）完成。土壤硝態(tài)氮（nitrate,NH4+-N）含量和土壤氨態(tài)氮含量（ammonium,NH4+-N）。采取AA3全自動連續(xù)流動注射分析儀（SEALAutoAnalyzer3）測定。土壤脲酶活性的測定采用靛酚藍比色法，利用試劑盒來完成，具體方法如下：一個編號的風干土樣稱取兩份，每份0.25g，分別放于兩個EP管中。分別向兩個管中加入125μl甲苯，振蕩混勻，室溫放置15min。測定管中加入625μl試劑盒試劑二，1250μl試劑盒試劑三。對照管中加入625μl蒸餾水，1250μl試劑盒試劑三。充分混勻，培養(yǎng)24h（37℃），然后10000r/min25℃離心10min。取100μl上清液于新的EP管中，加入900μl蒸餾水，振蕩混勻。取400μl稀釋后的上清液加入到新的EP管中，加入80μl試劑盒試劑四，60μl試劑盒試劑五，充分混勻靜置20min。再加入460μl蒸餾水，混勻。578nm處蒸餾水調零，測A值。土壤P循環(huán)P循環(huán)指標包括土壤有效磷含量、土壤酸性磷酸酶活力的測定。土壤速效磷的測定使用鉬銻抗比色法，具體實驗方法如下：一個編號的風干土樣稱取一份，取20g于100ml三角瓶中。加入一小勺無磷活性炭粉和0.5mol/l的NaHCO350ml，以不加土樣作為空白對照。塞入瓶塞，扎封口膜，在20℃~25℃環(huán)境下150r/min~200r/min振蕩30min。取出后用干燥漏斗和無磷濾紙過濾。吸取20ml濾液加入到50ml容量瓶中。然后用移液槍加入10ml蒸餾水。接著加入鉬銻抗5ml，最后用蒸餾水定容到50ml。顛倒搖勻，排氣，室溫靜置30min。用分光光度計在700nm進行比色，空白樣調零，測A值。磷標準曲線的繪制：用10ml移液管分別向5個容量瓶中加入5mg/ml的P標準液0ml、1ml、2ml、4ml、6ml、8ml、10ml。取5ml鉬銻抗混合溶，然后用蒸餾水定容至50ml。加入蒸餾水后搖勻溶液，靜止半小時，進行比色。各個容量瓶內磷濃度分別為0mg/ml、0.1mg/ml、0.2mg/ml、0.4mg/ml、0.6mg/ml、0.8mg/ml、1.0mg/ml。調節(jié)分光光度計波長至700nm，進行比色。土壤酸性磷酸酶活力的測定采用磷酸苯二鈉比色法，利用試劑盒來完成，具體方法如下：一個編號稱取一份風干土樣（0.1g）于EP管中，添加50μl甲苯，輕搖15min；然后加入400μl試劑盒試劑一，混合均勻后放入37℃恒溫培養(yǎng)箱，培養(yǎng)1d；接著加入1ml試劑盒試劑二并且充分混勻，離心機8000r/min，25℃離心10min，分別在測定管中加入上清液50μl，標準管中添加50μl標準液、在空白管中加入蒸餾水50μl。然后分別在測定管、標準管、空白管中加入試劑盒試劑三100μl，、試劑盒試劑四20μl。充分混勻，待溶液變色后加入830μl蒸餾水。室溫條件下放置30min，然后用分光光度計在660nm測定A值。數(shù)據(jù)處理：β-葡萄糖苷酶計算β-葡萄糖苷酶活力計算:標準條件下測定的回歸方程為y=0.0032x-0.0027;

x是標準樣品濃度(μmol/L),y為吸光度。S-β-GC活力（μg/d/g土樣）=（ΔA+0.0027）/0.0032×V反總/W/T=138.7×（ΔA+0.0027）T:反應時間，1h=1/24d；V反總：反應體系總體積：9.25×10-4L；W:樣本質量，0.05g脲酶活性計算標準條件下測定的回歸方程為y=0.0915x+0.0373；x：標準樣品濃度（μg/ml），y：吸光值。脲酶活力：（μg/d/g土樣）=（△A-0.0373）/0.0915×10×V反總W/T=874×（△A-0.0373）10：稀釋倍數(shù)；T：反應時間，1d；V反總：反應體系總體積：2ml；W：樣本質量，0.25g。酸性磷酸酶計算酸性磷酸酶活力（μmol/d/g土樣）=[C標準液×（A測定管-A空白管）-（A標準管-A空白管）]×V總/W/T=0.725×（A測定管-A空白管）/（A標準管-A空白管）/WC標準液=0.5μmol/ml；V總：催化體系總體積，1.45ml；W：土壤樣品質量，g；T：催化反應時間，24h=1d速效磷含量計算有效（P）mg·kg-1=ρ（P）×V×D/mρ（P）-查標準曲線式求回歸方程及測定液中的P的質量濃度μg/ml；V-顯色體積25ml（比色皿體積）這里一般是50ml容量瓶體積；D分取倍數(shù)，即試樣提取液體積/顯色時分取體積；m-風干試樣質量；氮循環(huán)計算氮循環(huán)=（NH4.std+NO3.std+TN.std+U.std）/4碳循環(huán)計算碳循環(huán)=（TC.std+Gi.std）/2磷循環(huán)計算磷循環(huán)計算（AVP.std+Ph.std）/2利用MicrosoftExcel、IBMSPSSStatistics25、R處理數(shù)據(jù)，首先對數(shù)據(jù)進行轉化，使數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布。通過單因素方差分析，檢驗物種多樣性對土壤中總氮、氨態(tài)氮、硝態(tài)氮、總碳、速效磷、脲酶、β-葡萄糖苷酶和酸性磷酸酶的影響，采用LSD多重比較法檢驗不同物種數(shù)目之間的差異顯著性。利用pearson相關評估成對土壤功能之間的相關系數(shù)來判斷這些功能之間的冗余度，發(fā)現(xiàn)只有一個相關系數(shù)高于0.7，說明冗余度較低，說明這些土壤功能都可以用來估計土壤的多功能性，通過平均值法計算土壤多功能性水平。（三）實驗流程圖 實驗數(shù)據(jù)與結果三、實驗數(shù)據(jù)與結果土壤碳循環(huán)土壤總碳含量、β-葡萄糖苷酶活力和土壤碳循環(huán)的單因素方差分析表顯示（表1），物種數(shù)目對土壤中總碳含量無顯著影響（P>0.05），對土壤中β-葡萄糖苷酶和土壤碳循環(huán)具有顯著影響（P<0.05）。表1物種數(shù)目對土壤總碳含量、β-葡萄糖苷酶活力、土壤碳循環(huán)單因素方差分析結果變量物種數(shù)目FP土壤總碳含量1.2880.289土壤β-葡萄糖苷酶活力38.5500.000土壤碳循環(huán)4.8680.014隨著物種數(shù)目的增多，土壤的總碳含量（圖1a）降低，土壤β-葡萄糖苷酶的活力（圖1b）升高，土壤碳循環(huán)（圖1c）能力變高。表明土壤的β-葡萄糖苷酶的活力以及土壤碳循環(huán)和物種數(shù)目有明顯的正相關關系。提高物種多樣性，可以增強土壤的β-葡萄糖苷酶活力和土壤碳循環(huán)的能力。2物種、4物種、7物種水平之間的土壤β-葡萄糖苷酶具有顯著差異。7物種水平的土壤碳循環(huán)能力顯著高于2物種和4物種水平的土壤碳循環(huán)能力。圖1不同物種數(shù)目下土壤總碳含量、β-葡萄糖苷酶活力、土壤C循環(huán)（相同字母代表差異不顯著，P>0.05）土壤氮循環(huán)土壤總氮含量、土壤氨態(tài)氮含量、土壤硝態(tài)氮含量、脲酶活力、氮循環(huán)單因素方差分析表顯示（表2），物種數(shù)目對土壤總氮含量、硝態(tài)氮含量影響不顯著（P>0.05），對土壤氨態(tài)氮含量、脲酶活力、土壤氮循環(huán)影響顯著（P<0.05）。表2物種多樣性對土壤總碳含量單因素方差分析結果變量物種數(shù)目FP土壤總氮量2.3340.113土壤氨態(tài)氮含量4.2290.022土壤硝態(tài)氮含量2.5740.091脲酶活力9.4360.001土壤氮循環(huán)4.4050.020不同物種數(shù)目下土壤的總氮含量（圖2a），隨物種數(shù)目的增多，土壤總碳含量增減少。脲酶活力以及土壤氮循環(huán)和土壤總氮含量也有相同的趨勢。土壤氨態(tài)氮含量在2物種水平時最高，4物種水平的土壤氨態(tài)氮含量顯著低于2物種和7物種水平的土壤氨態(tài)氮含量（圖2b）。在4物種水平的土壤硝態(tài)氮含量最高，7物種水平的土壤硝態(tài)氮含量最低，2物種、4物種和7物種三個不同物種水平的土壤硝態(tài)氮含量存在顯著差異（圖2c）。7物種水平的脲酶活力和土壤N循環(huán)都顯著低于4物種和2物種水平（圖2d、e）。圖2不同物種數(shù)目下土壤總氮含量（a）、土壤氨態(tài)氮含量（b）、土壤硝態(tài)氮含量（c）、土壤脲酶活力（d）、土壤N循環(huán)（e）（相同字母代表差異不顯著，P>0.05）土壤磷循環(huán)土壤速效磷含量和酸性磷酸酶活力單因素方差分析表顯示（表3），物種數(shù)目對土壤速效磷具有顯著影響（P<0.05），對土壤酸性磷酸酶活力具有極顯著影響，對土壤磷循環(huán)也存在顯著影響。表3物種數(shù)目對土壤速效磷和酸性磷酸酶活力和土壤磷循環(huán)單因素方差分析結果變量物種數(shù)目FP土壤有效磷4.5290.018酸性磷酸酶活力9.5760.001土壤磷循環(huán)5.8980.006隨物種數(shù)目增多，土壤有效磷含量（圖3a）降低。2物種和4物種水平的土壤有效磷含量顯著高于與7物種水平土壤有效磷含量。土壤酸性磷酸酶活力（圖3b）在2物種水平時最高，顯著高于4物種和7物種混種水平，4物種水平的土壤酸性磷酸酶活力最低。土壤氮循環(huán)（圖3c）在2物種水平最高，顯著高于另外兩個物種水平的土壤氮循環(huán)。4物種水平的土壤氮循環(huán)最低。土壤氮循環(huán)的變化趨勢和土壤脲酶活力的變化趨勢一致。圖3不同物種數(shù)目下土壤速效磷含量（a）、酸性磷酸酶活力（b）、土壤P循環(huán)（c）（相同字母代表差異不顯著，P>0.05）土壤多功能性土壤脲酶活力單因素方差分析表顯示（表4），物種數(shù)目對土壤多功能性具無顯著影響（P>0.05）。表4物種多樣性對土壤多功能性單因素方差分析結果變量物種數(shù)目FP土壤多功能性2.7970.076隨著物種數(shù)目的增多，土壤多功能性降低（圖4）。圖4不同物種數(shù)目下土壤多功能性（相同字母代表差異不顯著，P>0.05） 討論與分析四、討論與分析根據(jù)實驗結果分析得出物種多樣性對土壤多功能性不具有顯著的相關關系（P>0.05），但是與土壤的C、N、P循環(huán)存在顯著相關性（P<0.05）。發(fā)現(xiàn)物種數(shù)目對土壤中β-葡萄糖苷酶活力、碳循環(huán)、氨態(tài)氮含量、脲酶活力、土壤氮循環(huán)、速效磷含量、酸性磷酸酶活力、土壤磷循環(huán)都有顯著的相關關系（P<0.05）。土壤碳循環(huán)在不同的物種多樣性水平間存在顯著差異（P<0.05），并且物種多樣性水平的增高，土壤中β-葡萄糖苷酶的活性以及土壤碳循環(huán)顯著增強。這一研究結果表明高的物種多樣性能夠增強土壤β-葡萄糖苷酶活力和促進土壤的碳循環(huán)，與眾多研究結果相似，高的物種多樣性水平可以提高植物地上生產(chǎn)力[28]，并且促進根際微生物輸入碳源，增強微生物活性，有利于掉落物的分解，增加碳儲量，促進土壤碳循環(huán)[29]。并且凋落物的構成和多樣性以及土壤的生物和非生物部分都會受到植物的物種多樣性的影響，來調節(jié)土壤的有機質分解，促進土壤對有機碳的積累[30]，增強土壤的碳循環(huán)能力。物種多樣性與土壤的N循環(huán)呈顯著負相關關系，可能原因是室內種植，缺少了氮循環(huán)中食草動物采食植物，通過排泄尿素、尿酸等物質，再經(jīng)微生物分解排泄物釋放氮氣這一過程，影響了土壤氮循環(huán)。物種多樣性對土壤P循環(huán)具有顯著影響（P<0.05），但是對P循環(huán)的變化趨勢的預測不夠準確，可以增加其他非生物因素的測量，可以更好的預測土壤P循環(huán)。相關文獻表明物種豐富度對磷循環(huán)的重要性不如其他非生物因素，例如沙含量，海拔和年降雨量。物種多樣性對土壤功能多樣性的影響不顯著。且隨著物種豐富度的的升高，土壤功能多樣性下降。這與眾多關于草原生態(tài)系統(tǒng)的研究結果不一致，生物多樣性地上（也就是植物物種豐富度）往往與生態(tài)系統(tǒng)功能正相關[22,23]。Wagg,C.,Bender對全球旱地植物物種豐富度與生態(tài)系統(tǒng)多樣性的研究表明，生態(tài)系統(tǒng)的多功能性與物種豐富度有明顯的正相關關系。但是物種豐富度只是生態(tài)系統(tǒng)運作的主要驅動因素，不是唯一的影響因素，生態(tài)系統(tǒng)的多功能性還受非生物因素的影響[24-26]。本實驗結論在土壤N、P、多功能性方面，都與物種多樣性呈負相關關系，這個結論與眾多結果不一致?？赡茉蚴菍嶒灉y量的指標不夠多，可以增加對土壤含水量、有機碳、PH值、土壤容重、植物的地上部和地下部生物量、土壤的微生物等指標的測量。有研究發(fā)現(xiàn)，在一定程度上生物多樣性對多功能性具有負面影響。但是，平均而言，正向影響的比例要大于負面影響的比例，并且隨著對更多功能的測量，負面影響的增加隨著自然界生物多樣性和時間的增加，負面影響的比例有所減少。本次研究的實驗是室內實驗，沒有完全模擬到草原生態(tài)系統(tǒng)的環(huán)境，導致結果的影響不顯著。另一個可能是本次實驗考慮了物種豐富度，忽略了植物的基因型多樣性、優(yōu)勢物種的作用以及地下生物多樣性的相關性。有研究結果表明生態(tài)系統(tǒng)的多功能性是由地上和地下生物多樣性共同影響的。植物的物種豐富度只是生態(tài)系統(tǒng)多功能性的最佳單一影響因子，并且實驗在收集土樣時，沒有確定收集的土樣深度。這有可能導致測量的指標的值存在較大差異。在不同的土壤深度，土壤的養(yǎng)分含量不一致，植物的凋落物主要集中在土壤的表層，很少沉積在深層的土壤中。此外物種多樣性增加有助于植物根系生長更深，這就會導致深層土壤中營養(yǎng)成分的變化[30]。并且不同種類的植物凋落物成分也有較大差異。綜上所訴，本實驗研究結果顯示，只依靠物種多樣性這一個因素，對土壤養(yǎng)分循環(huán)的變化趨勢的預測準確度不夠高，但是可以證明的是物種多樣性與于土壤的養(yǎng)分循環(huán)有明顯的相關關系，并且物種多樣性推動了土壤的碳循環(huán)過程，這一結論對保護草原生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性提供了一定的理論依據(jù)。 參考文獻賀金生，馬克平.物種多樣性.杭州科學技術出版社，1997,20-23.BenayasJMR,NewtonAC,DiazA,BullockJM.Enhancementofbiodiversityandecosystemservicesbyecologicalrestoration:ameta-analysis.Science2009;，325:1121-1124.MaestreFT,QueroJL,GotelliNJ,EscuderoA,OchoaV,Delgado-BaquerizoM,etal.Plantspeciesrichnessandecosystemmultifunctionalityinglobaldrylands.Science2012;335:214-218.vanderPlasF.Biodiversityandecosystemfunctioninginnaturallyassembledcommunities.BiologicalReviews2019，94:1220-1245Jing,X.,Sanders,N.J.,Shi,Y.,Chu,H.,etal.Thelinksbetweenecosystemmultifunctionalityandabove-andbelowgroundbiodiversityaremediatedbyclimate.NatCommun,6,8159.LeBagousse-Pinguet,Y.,Soliveres,S.,Gross,N.,Torices,R.,Berdugo,M.,&Maestre,F.T..Phylogenetic,functional,andtaxonomicrichnesshavebothpositiveandnegativeeffectsonecosystemmultifunctionality.ProceedingsoftheNationalAcademyofSciences,2019，116（17）,8419-8424.Valencia,E.,Gross,N.,Quero,J.L.,Carmona,C.P.,Ochoa,V.,Gozalo,B.,Maestre,F.T.,.Cascadingeffectsfromplantstosoilmicroorganismsexplainhowplantspeciesrichnessandsimulatedclimatechangeaffectsoilmultifunctionality.GlobChangBiol,2018，24（12）,5642-5654.Zirbel,C.R.,Grman,E.,Bassett,T.,&Brudvig,L.A..Landscapecontextexplainsecosystemmultifunctionalityinrestoredgrasslandsbetterthanplantdiversity.Ecology,2019，100（4）。齊玉春,董云社,耿元波,楊小紅,耿會立.我國草地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)研究進展[J].地理科學進展,2003(04):342-352.王建安,韓國棟,鮑雅靜,楊曉慧,侯三瑩.我國草地生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)研究概述[J].內蒙古農(nóng)業(yè)大學學報(自然科學版),2007(04):254-258.LladóS,López-MondéjarR,BaldrianP.ForestSoilBacteria:Diversity,InvolvementinEcosystemProcesses,andResponsetoGlobalChange.MicrobiolMolBiolRev.2017;81(2):63-16.殷陶剛,李玉澤.土壤酶活性影響因素及測定方法的研究進展[J].礦產(chǎn)勘查,2019,10(06):1523-1528.左宜平,張馨月,曾輝,王娓.大興安嶺森林土壤胞外酶活力的時空動態(tài)及其對潛在碳礦化的影響[J].北京大學學報(自然科學版),2018,54(06):1311-1324..LiangWei,BaharS.Razavi,WeiqiWang,etal.Labilecarbonmattersmorethantemperatureforenzymeactivityinpaddysoil[J].SoilBiologyandBiochemistry,2019,135.TrivediP,Delgado-BaquerizoM,TrivediC,etal.Microbialregulationofthesoilcarboncycle:evidencefromgene-enzymerelationships.ISMEJ.2016;10(11):2593-2604.莫雪,陳斐杰,游沖,劉福德.黃河三角洲不同植物群落土壤酶活性特征及影響因子分析[J].環(huán)境科學,2020,41(2):895-904KangL,HanX,ZhangZ,SunOJ.GrasslandecosystemsinChina:reviewofcurrentknowledgeandresearchadvancement.PhilosTransRSocLondBBiolSci.2007，362(1482):997-1008.O'MaraFP.Theroleofgrasslandsinfoodsecurityandclimatechange.AnnBot.2012，110(6):1263-1270.史激光,謝東,辛志遠,鄭紀文.錫林郭勒地區(qū)近50年氣候變化分析[J].中國農(nóng)學通報,2010,26(21):318-323.盧滿意.錫林郭勒草原退化影響因素分析及可持續(xù)利用對策研究[D].內蒙古農(nóng)業(yè)大學,2012，32-33BaiY,HanX,WuJ,ChenZ,LiL.EcosystemstabilityandcompensatoryeffectsintheInnerMongoliagrassland.Nature.2004，431(7005):181-184.Ma,W.etal.Environmentalfactorscovarywithplantdiversity-productivity