李明，秦潔，紅雨，楊殿林*，周廣帆，王宇，王麗娟

(1.內(nèi)蒙古師范大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010022；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護科研監(jiān)測所，天津 300191；3.內(nèi)蒙古呼倫貝爾市草原監(jiān)督管理局，內(nèi)蒙古 海拉爾 021008；4.內(nèi)蒙古呼倫貝爾市草原研究所，內(nèi)蒙古 海拉爾 021008)

氮沉降增加是全球氣候變化的重要現(xiàn)象之一，已經(jīng)對全球氮素循環(huán)產(chǎn)生了嚴重的影響，甚至可能對未來氣候變化起到?jīng)Q定性的作用[1]。進幾十年來，由于工農(nóng)業(yè)的飛速發(fā)展，使得礦物燃料被大量開采燃燒以及大量農(nóng)業(yè)化肥被生產(chǎn)使用，這些人類活動導(dǎo)致向大氣中排放的含氮化合物與日俱增，大氣氮沉降也呈迅猛增加的趨勢[2]。在20世紀，大氣氮沉降使得陸地生態(tài)系統(tǒng)氮素增加了3～5倍，且據(jù)有關(guān)研究顯示預(yù)計到21世紀末全球氮沉降還將增加到現(xiàn)在的2.5倍[3-4]。中國是僅次于歐洲和美國的全球第三大氮沉降區(qū)[5]，大量的氮素沉降對生態(tài)系統(tǒng)中的氮循環(huán)產(chǎn)生了極大的影響[6]。

草原生態(tài)系統(tǒng)是構(gòu)成我國陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要部分，約占我國國土面積的41%，遠大于森林生態(tài)系統(tǒng)和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)[7-8]。草原生態(tài)系統(tǒng)具有提高土壤穩(wěn)定性、維持生物多樣性和促進物質(zhì)循環(huán)的功能，同時還對維持全球二氧化碳平衡以及改善小氣候等有著重要的貢獻，但是草原生態(tài)系統(tǒng)也是最容易受人類活動和氣候變化影響的陸地生態(tài)系統(tǒng)之一[9]。內(nèi)蒙古呼倫貝爾草原是全球三大草原之一，是中國最美麗的、保存最完好的草原，作為我國北方重要的生態(tài)屏障，也是國家重要的畜牧業(yè)生產(chǎn)基地和畜產(chǎn)品主要產(chǎn)區(qū)[10]。草原生態(tài)系統(tǒng)能否健康發(fā)展直接影響著畜牧業(yè)的發(fā)展，草原既是畜牧業(yè)發(fā)展重要的生產(chǎn)資料,又承載著重要的生態(tài)功能[11]。貝加爾針茅(Stipabaicalensis)草甸草原是呼倫貝爾草原主要的地帶性植物群落類型之一，在該地區(qū)植被群落中占據(jù)絕對優(yōu)勢[12]。土壤作為草原生態(tài)系統(tǒng)的核心，為人類的生存生活提供了必要的物質(zhì)資源，是人類生活生產(chǎn)的物質(zhì)基礎(chǔ)，因此研究氮沉降增加對貝加爾針茅草原土壤生態(tài)系統(tǒng)的影響具有重要的意義[13]。

土壤團聚體是土壤顆粒通過有機物的膠結(jié)作用及動植物活動的團聚作用而形成的土壤結(jié)構(gòu)的基本單元[14-15]，土壤團聚體的組成與土壤的理化性質(zhì)有著密切的聯(lián)系，影響著植物的生長[16]。土壤有機碳作為土壤理化的重要指標，其組分特征影響著土壤質(zhì)量和土壤肥力，并且對促進土壤團聚體的形成有著重要的作用，同時土壤團聚體的形成還可能是土壤固碳的過程[17-18]。

生態(tài)化學(xué)計量學(xué)結(jié)合了生態(tài)學(xué)和化學(xué)計量學(xué)等基本原理，是研究生態(tài)系統(tǒng)能量平衡和多重化學(xué)元素平衡的科學(xué)[19]，其中碳(carbon)、氮(nitrogen)和磷(phosphorus)3種主要組成元素(以下簡寫為C、N和P)是生態(tài)化學(xué)計量學(xué)的主要研究內(nèi)容[20]。研究土壤C、N和P的生態(tài)化學(xué)計量學(xué)特征對揭示土壤養(yǎng)分循環(huán)和平衡機制有著重要的價值[21]。我國學(xué)者對生態(tài)化學(xué)計量學(xué)的研究成果主要集中于植物方面的生態(tài)計量學(xué)特征，對土壤及土壤團聚體的生態(tài)化學(xué)計量學(xué)研究相對較少，而對于模擬氮沉降對土壤團聚體生態(tài)化學(xué)計量學(xué)的研究更是少之又少[22]。

基于此，本研究以內(nèi)蒙古貝加爾針茅草原為研究對象，開展了為期8年的模擬氮沉降野外控制試驗，研究氮沉降增加背景下貝加爾針茅草原土壤團聚體氮磷生態(tài)化學(xué)計量學(xué)特征，以期為全面分析和評估氮沉降對草原生態(tài)系統(tǒng)的影響提供基礎(chǔ)資料。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)域概況及試驗設(shè)計

試驗樣地位于內(nèi)蒙古呼倫貝爾市伊敏蘇木境內(nèi)的貝加爾針茅草原(119°35′-119°41′ E、48°27′-48°35′ N)，屬半干旱大陸性季風氣候。樣地區(qū)域地勢平坦，海拔760～770 m，年均降水量約330 mm，年平均氣溫-2.4～2.2 ℃，年平均無霜期100～120 d。研究區(qū)域植被覆蓋密度高，貝加爾針茅在群落中占據(jù)絕對優(yōu)勢，此外羊草(Leymuschinensis)也是優(yōu)勢種。土壤類型為暗栗鈣土。試驗樣地于2010年6月開始開展模擬氮沉降試驗，采用裂區(qū)設(shè)計，共4個重復(fù)試驗，每個重復(fù)試驗設(shè)6個施氮水平，依次為: 0、15、30、50、100和150 kg N·hm-2·yr-1(不包括大氣沉降的氮量)，分別用N0、N15、N30、N50、N100和N150表示。重復(fù)間距設(shè)5 m的隔離帶，小區(qū)面積8 m×8 m，各小區(qū)間隔2 m。氮肥選NH4NO3，用水溶解后均勻噴灑于各小區(qū)內(nèi)[23-24]。

1.2 樣品采集

于2018年8月上旬采集土壤樣品，每個小區(qū)依“S”形采集10個點的原狀土樣輕微混合，采樣深度為0～15 cm[24]。去除植物根系及其他土壤入侵物后，較大的土塊沿著自然斷裂面掰成直徑約為1 cm的小塊。并用硬塑料盒帶回實驗室，置于陰涼通風處風干，測定混合土壤樣品的基本理化性質(zhì)(表1)。

表1 氮素添加條件下土壤基本理化性質(zhì)

注：同列不同小寫字母表示處理之間差異顯著(P<0.05)。下同。

Note： Different lowercase letters in the same column mean significant difference at 0.05 level among treatments. The same below.

1.3 測定方法

采用干篩法分離土壤團聚體[25]，待土壤樣品風干至含水量大約為8%時，先將較大的土塊通過8 mm的標準篩輕輕破碎，并進一步去除石塊和動植物殘體。每次稱取100 g風干土置于標準套篩中，垂直振動10 min，每分鐘60次。分離出>2 mm，0.25～2 mm和<0.25 mm的3個粒級的土壤團聚體，其中>2 mm和0.25～2 mm(即>0.25 mm)粒徑團聚體稱為大團聚體，<0.25 mm粒徑團聚體稱為微團聚體。烘干后稱量各個粒級團聚體的重量。取適量的團聚體研磨后過0.15 mm篩，用于土壤化學(xué)分析。另一部分未篩分的土樣用于土壤常規(guī)分析。

土壤團聚體的穩(wěn)定性用團聚體平均重量直徑(mean weight diameter, MWD)來描述[26]：

式中:ri是第i個標準篩的孔徑(mm)，r0=r1，rn=rn+1，n為標準篩的數(shù)量，mi為第i個標準篩上團聚體所占百分比。采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定土壤有機碳；采用凱氏法,即硒粉-硫酸銅-硫酸鉀-硫酸消煮法和流動分析儀(AA3,Bran+Luebbe Crop，德國)測定全氮；采用高氯酸-硫酸消煮-鉬銻抗比色-紫外分光光度法測定全磷；采用氯化鈣浸提法和流動分析儀測定土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮；采用玻璃電極法(MP511 pH計)按土水比1.0∶2.5測定土壤pH[27]。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

利用Excel 2013和SPSS 20.0對試驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，不同氮添加處理土壤團聚體粒徑分布的差異顯著性采用單因素方差分析(One-way ANOVA)，最小顯著差異法(least significant difference, LSD)檢驗；通過雙因素方差分析法(Two-way ANOVA)分析不同氮素添加處理、團聚體粒徑及其交互作用對土壤化學(xué)計量學(xué)特征的影響，并用單因素方差分析(One-way ANOVA)和LSD法進行差異性檢驗。采用Excel 2013軟件制作圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 氮素添加對土壤團聚體粒徑分布與穩(wěn)定性的影響

圖1 不同氮添加處理土壤團聚體的粒徑分布特征

2.1.1不同氮素添加水平土壤團聚體的粒徑分布特征 不同氮添加處理對貝加爾針茅草原土壤團聚體組成的影響不同(圖1)，經(jīng)過8年的模擬氮沉降試驗，>2 mm的土壤團聚體含量隨著氮添加量的增加先升高再下降，且在N50～N150處理時顯著升高(P<0.05)，其中N100處理極顯著高于對照(P<0.01)；0.25～2 mm的土壤團聚體含量隨著氮添加量增加呈升高趨勢，但各處理間差異不顯著(P>0.05)；<0.25 mm的土壤團聚體含量隨著氮添加量的增加呈降低趨勢，在N50～N150處理顯著低于對照(P<0.05)。同一氮添加處理下土壤團聚體粒徑分布均存在顯著性差異(P<0.05)，且<0.25 mm的土壤團聚體在土壤中占據(jù)大部分。

2.1.2不同氮素添加水平對土壤團聚體平均重量直徑的影響 氮素添加促進了貝加爾針茅草原土壤團聚體平均重量直徑的增加(圖2)，土壤團聚體平均重量直徑在N100處理下較N0和N15處理顯著增加，且與N0處理間存在極顯著差異(P<0.01)；N150處理較N100處理土壤團聚體平均重量直徑減小，但處理間差異不顯著(P>0.05)。

2.2 不同氮素添加處理土壤團聚體碳氮磷含量分布特征

2.2.1土壤團聚體有機碳含量 不同氮素添加處理貝加爾針茅草原的土壤團聚體有機碳含量變化范圍為23.92～28.41 g·kg-1(圖3)，隨氮素添加量增加有機碳含量呈增加的趨勢，>2 mm的土壤團聚體在N50處理下有機碳含量達到最高，但與對照無顯著差異(P>0.05)，N150處理較N50處理顯著降低了土壤團聚體的有機碳含量(P<0.05)；0.25～2 mm土壤團聚體在N150處理下有機碳含量顯著高于對照(P<0.05)；<0.25 mm土壤團聚體在N100處理下有機碳含量最高，且顯著高于對照(P<0.05)。

2.2.2土壤團聚體全氮含量 不同氮素添加處理貝加爾針茅草原土壤團聚體全氮含量變化范圍為2.83～3.82 g·kg-1(圖4)。N100處理顯著提高了>2 mm和0.25～2 mm的土壤團聚體全氮含量(P<0.05)；<0.25 mm的土壤團聚體全氮含量隨著氮添加量增加也呈增加趨勢，但處理間差異不顯著(P>0.05)；N150處理相較于N100處理降低了土壤團聚體全氮含量，但差異不顯著(P>0.05)。

2.2.3土壤團聚體全磷含量 如圖5所示，不同氮素添加處理貝加爾針茅草原土壤團聚體全磷含量變化范圍為0.41～0.48 g·kg-1。各粒徑土壤團聚體全磷含量隨氮添加量增加的變化趨勢與有機碳、全氮類似，但土壤團聚體全磷含量對氮添加處理的響應(yīng)均未達到顯著水平(P>0.05)。各粒徑土壤團聚體在N100處理下全磷含量達到最高，N150處理下>2 mm、<0.25 mm土壤團聚體全磷含量與對照相比降低，但處理間差異不顯著(P>0.05)。

同一氮素添加處理下土壤團聚體有機碳、全氮和全磷含量的分布均呈現(xiàn)中間高兩邊低的趨勢，0.25～2 mm土壤團聚體的有機碳、全氮和全磷含量均高于其他粒徑。除了N0、N50處理下>2 mm土壤團聚體有機碳含量高于<0.25 mm土壤團聚體外，其他處理<0.25 mm土壤團聚體有機碳、全氮和全磷含量均高于>2 mm土壤團聚體。

2.2.4土壤團聚體C、N和P 的相關(guān)性 對C、N和P 3種元素的相關(guān)性進行分析可知，不同氮添加處理各粒徑土壤團聚體C、N和P之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01)。C、N和P之間呈線性擬合關(guān)系(圖6)，且從斜率上看，P的變化相對于C和N的變化速度較慢，這可能是C和N是有機質(zhì)結(jié)構(gòu)性成分的原因。

2.3 不同氮素添加處理土壤團聚體碳氮磷生態(tài)化學(xué)計量特征

不同氮素添加處理土壤團聚體C/N變化范圍為7.22～9.15，變異系數(shù)為6.9%(表2)。N100和N150處理下>2 mm土壤團聚體C/N與對照相比顯著減小(P<0.05)；不同氮添加處理土壤團聚體C/N在0.25～2 mm粒徑中隨著氮添加量的增加與對照相比呈減小趨勢，N150處理較對照達到顯著水平(P<0.05)；<0.25 mm的團聚體C/N與對照相比無顯著差異。同一氮素添加處理土壤團聚體各粒徑C/N存在顯著差異，除N100、N150處理外，>2 mm粒徑土壤團聚體C/N均顯著高于其他兩個粒徑(P<0.05)。

圖6 土壤團聚體C、N和P 的相關(guān)性

表2 不同氮素添加處理土壤團聚體碳、氮、磷化學(xué)計量學(xué)特征

注：同行不同大寫字母表示團聚體粒徑之間差異顯著(P<0.05)，同列不同小寫字母表示團聚體處理之間差異顯著(P<0.05)。

Note： The different uppercase letters in the same row mean significant differences at 0.05 level among aggregate sizes, the different lowercase letters in the same column mean significant differences at 0.05 level among treatment.

不同氮添加處理土壤團聚體C/P變化范圍為55.66～61.52，變異系數(shù)為2.6%。不同氮添加處理，隨氮素添加量增加>2 mm和<0.25 mm土壤團聚體C/P呈升高趨勢，但差異均不顯著；0.25～2 mm團聚體C/P隨氮素添加量增加也呈增加趨勢，并在N150處理下達到顯著差異(P<0.05)。同一氮素添加處理，不同粒徑團聚體C/P無顯著差異(P>0.05)。

不同氮添加處理土壤團聚體N/P變化范圍為6.41～8.30，變異系數(shù)為6.7%。不同氮添加處理隨著氮添加量的增加，3個粒徑的團聚體N/P均呈增加趨勢，其中0.25～2 mm粒徑團聚體顯著增加(P<0.05)，>2 mm和<0.25 mm團聚體增加差異不顯著(P>0.05)。同一氮素添加處理下，0.25～2 mm團聚體N/P均高于>2 mm和<0.25 mm，N100處理使0.25～2 mm團聚體N/P顯著高于其他粒徑(P<0.05)。

氮素添加顯著影響了土壤團聚體全氮、C/N和N/P(P<0.05)，并對C/N有極顯著的影響(P<0.01)(表3)。土壤團聚體粒徑除對C/P有顯著影響外，對有機碳、全氮、全磷、C/N和N/P均有極顯著影響(P<0.01)。雙因素方差分析顯示，氮素添加和團聚體的交互作用顯著影響了土壤團聚體有機碳(P<0.05)，且對土壤團聚體C/N有極顯著的影響(P<0.01)。

表 3 氮素添加和團聚體粒徑對土壤團聚體生態(tài)化學(xué)計量特征影響的雙因素方差分析

注：*在0.05水平上差異顯著，**在0.01水平上差異極顯著。

Note：*significant difference at the 0.05 level, **significant difference at the 0.01 level.

3 討論

氮素添加可以使土壤生態(tài)系統(tǒng)的微環(huán)境發(fā)生改變，提高土壤肥力，同時也會使土壤pH降低[23]。本研究通過長期氮素添加處理，研究了氮素添加對貝加爾針茅草原土壤團聚體穩(wěn)定性及生態(tài)化學(xué)計量學(xué)的影響，結(jié)果表明，氮素添加提高了土壤團聚體的穩(wěn)定性及土壤肥力，同時氮素的添加也提高了土壤有機質(zhì)的礦化速率。

3.1 氮素添加對土壤團聚體分布與穩(wěn)定性的影響

團聚體的平均重量直徑和>0.25 mm的土壤大團聚體含量是決定土壤抗侵蝕能力的兩個重要指標，通常用來評價土壤團聚體的穩(wěn)定性[28]。土壤團聚體的形成和穩(wěn)定性與土壤中的有機質(zhì)有著密切的聯(lián)系，有機質(zhì)是團聚體形成過程中重要的膠結(jié)物質(zhì)[29]。適宜濃度的營養(yǎng)元素輸入在一定的時期內(nèi)對整個生態(tài)系統(tǒng)的發(fā)展是有利的[30]。郭虎波等[31]對杉木(Cunninghamialanceolata)人工林土壤團聚體的研究發(fā)現(xiàn)，中低氮處理可以提高土壤大團聚體含量以及團聚體平均重量直徑，而高氮處理對土壤團聚體的含量與平均重量直徑表現(xiàn)出一定的抑制作用。本研究結(jié)果顯示，氮素添加處理提高了>0.25 mm土壤大團聚體含量以及團聚體平均重量直徑。根據(jù)課題組前期研究顯示氮素添加提高了地上植物的生產(chǎn)力，提高了凋落物及根系分泌物的量，從而促進了土壤中有機質(zhì)含量，這可能是促進土壤大團聚體含量及團聚體平均重量直徑增加的原因[32]；土壤有機質(zhì)含量的增加是促進土壤大團聚體形成的重要原因[31]，劉曉東等[33]發(fā)現(xiàn)過高的氮元素添加會加速有機質(zhì)的礦化，導(dǎo)致有機質(zhì)含量下降，這可能是限制大團聚體形成的原因。

3.2 氮素添加對土壤團聚體碳氮磷含量的影響

土壤有機碳的含量是反應(yīng)土壤肥力大小、衡量土壤質(zhì)量的重要指標[32]。氮沉降對有機碳的影響存在很大的不確定性，有機碳含量主要決定于初級生產(chǎn)力對土壤的碳輸入和微生物對土壤有機物質(zhì)分解礦化作用引起的碳輸出之間的平衡[34]。一般認為氮沉降促進土壤有機碳積累的主要原因是促進了植物的生長和凋落物積累從而增加了有機碳輸入；氮沉降減少有機碳積累的原因主要是氮輸入加劇了有機碳的分解礦化作用[34]。本研究結(jié)果顯示，氮素添加顯著提高了各粒徑土壤團聚體的有機碳含量，但在N150處理時>2 mm粒徑團聚體的有機碳含量較N50降低，這與郭虎波等[31]對杉木人工林土壤團聚體有機碳分布的研究結(jié)果相一致。同時也印證了Fornara等[35]的研究，即氮沉降增加對土壤有機碳的積累存在“碳飽和點”，土壤固定有機碳的能力在施氮量高于100 kg N·hm-2·yr-1處理下顯著下降，阻礙了土壤有機碳的積累。

土壤團聚體全氮含量分布情況與有機碳有密切的聯(lián)系，兩者分布較為一致，這可能是由于土壤中的氮素95%以上都是有機態(tài)氮，主要為氨基酸、蛋白質(zhì)、腐殖質(zhì)等，和有機碳共同來源于植物凋落物或殘體分解所形成的有機質(zhì)[36-37]。氮添加后土壤有機質(zhì)和全氮含量的升高主要是因為氮添加提高了草原植物的生產(chǎn)力，增加了凋落物和根系分泌物，進而豐富了土壤有機質(zhì)[38]。隨著氮素添加量的增加，大團聚體全氮含量顯著增加，而微團聚體各處理間無顯著差異，其原因是大團聚體在形成過程中結(jié)合了有機質(zhì)，而微團聚體中有機質(zhì)含量相對較低，導(dǎo)致微團聚體全氮含量隨氮添加量的增加升高并不明顯。

氮添加對土壤團聚體全磷含量變化影響較小，與李瑞瑞等[39]研究氮添加對墨西哥柏(Cupressuslusitanica)人工林土壤影響的結(jié)果相一致。Yang等[40]對落葉松(Larixspp.)人工林持續(xù)9年氮添加處理并未對土壤全磷含量產(chǎn)生顯著影響。這是因為土壤磷素是一種沉積類的礦物，在土壤中的遷移率很低，土壤全磷含量主要受土壤母質(zhì)的影響較大[32,36]。

在同一氮添加處理下，不同粒徑團聚體有機碳、全氮和全磷的增加幅度也有所不同[41]。本研究結(jié)果顯示，0.25～2 mm大團聚體中有機碳、全氮和全磷的含量高于>2 mm大團聚體和<0.25 mm微團聚體，這與Scott等[42]及Maysoon等[43]對農(nóng)田土壤團聚體有機碳的研究結(jié)果相一致，可能與該粒徑團聚體結(jié)合較多的輕組有機質(zhì)有關(guān)[44]，輕組有機質(zhì)碳、氮含量高，周轉(zhuǎn)快，易被土壤微生物分解，對提高土壤肥力具有重要的意義[45],所以0.25～2 mm粒徑大團聚體最適合C、N和P積累，這可能是由于不同粒徑的團聚體的物理性質(zhì)和微生物特性的差異，造成大于該粒徑的團聚體中的養(yǎng)分周轉(zhuǎn)速度快，養(yǎng)分固定效率較低，小于該粒徑的團聚體易分解的有機質(zhì)含量低，造成總養(yǎng)分含量較低[46]。孔雨光等[44]在對土地利用方式變化對土壤團聚體影響的研究中也發(fā)現(xiàn)，各種土地利用方式下，均以0.25～2 mm大團聚體有機碳含量最高。有機質(zhì)是團聚體形成過程中的主要膠結(jié)物質(zhì)，有機分子與黏粒和陽離子相互膠結(jié)形成微團聚體，微團聚體再通過與周圍基本粒子或微團聚體之間相互膠結(jié)形成大團聚體，同時在大團聚體內(nèi)部由于顆粒有機質(zhì)的分解，大團聚體解體形成微團聚體[44]。這可能是微團聚體有機碳含量低于大團聚體的原因。

3.3 氮素添加對土壤團聚體碳氮磷生態(tài)化學(xué)計量學(xué)特征的影響

土壤C/N是有機質(zhì)或其他成分中碳素與氮素總質(zhì)量的比值，是土壤有機質(zhì)組成和質(zhì)量的重要指標之一[36]，通常被認為是土壤氮素礦化能力的標志[47]。土壤有機質(zhì)和全氮是土壤質(zhì)量中最為重要的指標，它們不僅反映土壤的肥力狀況，也能印證區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的演變規(guī)律[48]。本研究中，氮添加處理下貝加爾針茅草原土壤團聚體C/N變化范圍是7.22～9.15，低于中國陸地土壤C/N的平均值12.3[49]以及全球草地土壤C/N的平均值11.8[50]，氮添加降低土壤大團聚體C/N。陳磊等[51]對黃土高原油松林(Pinustabulaeformis)土壤短期氮添加的研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)土壤C/N隨氮添加水平的增加而下降，本研究結(jié)果與其相一致。土壤氮素對土壤有機碳的調(diào)控有著重要的作用，較高的土壤氮素含量會加速土壤微生物對有機質(zhì)的分解礦化，減少有機碳的積累，從而導(dǎo)致土壤C/N降低[51]，這也是0.25～2 mm團聚體C/N比>2 mm團聚體C/N低的原因，由于0.25～2 mm團聚體中氮含量顯著高于>2 mm團聚體，礦化速率高，導(dǎo)致C/N較低。

土壤C/P是衡量磷有效性的指標之一，C/P越低則磷的有效性越高[36]。此外，土壤C/P對植物的生長發(fā)育具有重要的影響[47]。氮添加處理下貝加爾針茅草原土壤團聚體C/P變化范圍是55.66～61.52，高于中國陸地土壤C/P的平均值52.7，低于全球草地土壤C/P的平均值64.3[49-50]。氮添加提高了土壤大團聚體C/P，這與課題組前期研究結(jié)果一致，表明氮添加降低了土壤團聚體磷的有效性。

土壤N、P是植物生長所必需的礦質(zhì)營養(yǎng)元素，也是生態(tài)系統(tǒng)中常見的限制性元素，土壤N/P在一定程度上間接預(yù)測群落養(yǎng)分的供給性水平和限制性水平[36]。氮添加處理下貝加爾針茅草原土壤團聚體N/P變化范圍是6.41～8.30，高于中國陸地土壤N/P平均值3.9以及全球草地土壤N/P平均值5.6[49-50]。氮添加對草原各粒徑土壤團聚體N/P均有所提高，表明氮添加減緩了草原植物氮限制，但是磷限制性增強[32]。相同氮添加處理，0.25～2 mm粒徑土壤團聚體N/P最高，表明0.25～2 mm粒徑大團聚體中養(yǎng)分限制類型以磷為主。

4 結(jié)論

氮素添加提高了草原土壤大團聚體的含量和團聚體的穩(wěn)定性，對團聚體的穩(wěn)定性和土壤有機碳的積累有著重要的意義，但高濃度的氮添加不利于有機碳的積累。氮添加提高了>0.25 mm土壤大團聚體有機碳、全氮的含量，其中以0.25～2 mm粒徑團聚體最為顯著，且在同一處理下，0.25～2 mm粒徑團聚體有機碳、全氮、全磷含量最高，最適合養(yǎng)分的積累；氮添加未顯著影響各粒徑土壤團聚體全磷含量。氮添加導(dǎo)致團聚體C/N降低，C/P、N/P升高；提高了土壤團聚體有機質(zhì)的礦化速率，隨著氮添加量的增大，土壤團聚體中P元素成為限制草原植物生長的主要限制因素。氮素添加對貝加爾針茅草原土壤團聚體養(yǎng)分效應(yīng)的影響、團聚體粒徑分布和土壤生態(tài)化學(xué)計量學(xué)特征之間的內(nèi)在聯(lián)系有待更深入的研究。