劉紅梅，張海芳，秦 潔，趙建寧，王 慧，楊殿林

(農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部產(chǎn)地環(huán)境污染防控重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津300191)

草原生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)和氮循環(huán)是草原生態(tài)系統(tǒng)最重要的物質(zhì)循環(huán)過程，調(diào)節(jié)和維持著生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力與穩(wěn)定性。草原生態(tài)系統(tǒng)是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要的土壤碳庫和氮庫，研究其碳氮轉(zhuǎn)化過程對(duì)全球變化的響應(yīng)非常重要。土壤碳氮含量及其動(dòng)態(tài)平衡直接關(guān)系到土壤中養(yǎng)分元素的釋放與供應(yīng)，影響著土壤肥力和草原生產(chǎn)力。氮沉降增加作為全球變化的重要現(xiàn)象之一［1］，其對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)的影響和反饋存在諸多不確定性。研究土壤碳氮轉(zhuǎn)化特征對(duì)氮沉降增加的響應(yīng)是揭示這些不確定性，提高草原土壤碳積累，減少氮素?fù)p失的科學(xué)基礎(chǔ)。在氮沉降增加的背景下，對(duì)微生物驅(qū)動(dòng)的碳、氮元素過程耦合機(jī)制的研究，將有利于認(rèn)識(shí)土壤微生物在養(yǎng)分循環(huán)中的作用，對(duì)減少氮沉降對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)的危害具有重要意義。

在大氣氮沉降增加的背景下，土壤碳氮含量、碳氮轉(zhuǎn)化速率與溫室氣體排放密切相關(guān)。高氮沉降造成陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤中活性氮含量的增加，從而增加土壤的硝化作用和反硝化作用，增加N2O排放［2-3］。有研究表明，氮素添加會(huì)促進(jìn)土壤呼吸速率，降低土壤碳儲(chǔ)量［4］。土壤有機(jī)碳(Soil Organic Carbon，SOC)含量較低時(shí)，SOC礦化受碳素限制，而當(dāng)SOC含量和C/N比值較高時(shí)，SOC礦化受氮素限制［5］。Hyv?nen 等［6］對(duì)北歐的 15 個(gè)森林長期氮添加定位試驗(yàn)表明，增加氮素輸入降低了SOC礦化，有利于SOC積累。張璐等［7］對(duì)內(nèi)蒙古羊草草原不同氮添加處理土壤的室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究表明，氮添加顯著改變土壤累積氮礦化量，低氮添加累積氮礦化量最高，中等氮添加凈礦化作用最高。羅親普等［8］對(duì)內(nèi)蒙古溫帶典型草原原位培養(yǎng)試驗(yàn)表明，高氮處理促進(jìn)凈硝化速率、氨化速率和礦化速率。呂玉等［9］研究認(rèn)為，在一定施氮范圍內(nèi)，隨著施氮量增加，土壤硝化勢(shì)和土壤硝化速率增加，而高氮處理下降低。土壤碳氮的轉(zhuǎn)化受土壤碳氮比值的控制［10］，在氮素充足的條件下，較高的植物殘?bào)w投入和較低的碳氮比導(dǎo)致土壤微生物更傾向于利用新的碳源底物，減少原有有機(jī)質(zhì)的礦化［11］;而當(dāng)?shù)厥芟拗茥l件下，高的植物殘?bào)w投入和較高的碳氮比會(huì)增加土壤微生物對(duì)氮素的需求，從而促進(jìn)土壤原有機(jī)質(zhì)的分解［12］。土壤碳礦化和氮礦化的關(guān)系大都研究認(rèn)為是正相關(guān)關(guān)系，微生物分解有機(jī)質(zhì)釋放CO2的同時(shí)釋放無機(jī)氮。但Song等［13］對(duì)青藏高原高山草甸研究表明，在土壤碳、氮元素都為缺乏情況下，土壤碳礦化和氮礦化為負(fù)相關(guān)關(guān)系，認(rèn)為只有有機(jī)物釋放的無機(jī)氮滿足微生物需要之后才會(huì)釋放到土壤中。

貝加爾針茅草原是我國溫帶草甸草原的代表性類型之一，在我國畜牧業(yè)生產(chǎn)中占有重要地位。被高強(qiáng)度用于放牧的貝加爾針茅天然草原，牧草生長所需要的氮素由土壤微生物礦化有機(jī)氮來滿足［14］。在氮沉降增加條件下，貝加爾針茅草原土壤碳氮轉(zhuǎn)化速率發(fā)生怎樣的變化，以及這些變化對(duì)土壤碳氮積累產(chǎn)生怎樣的影響尚缺乏明確的認(rèn)識(shí)。為此，本研究以貝加爾針茅草原為研究對(duì)象，通過模擬氮沉降增加的氮添加長期試驗(yàn)，運(yùn)用PVC頂蓋埋管法進(jìn)行原位礦化培養(yǎng)試驗(yàn)，研究SOC、可溶性有機(jī)碳(dissolved organic carbon，DOC)和微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)與土壤有機(jī)氮(soil organic nitrogen，SON)、無機(jī)氮以及凈氨化速率、凈硝化速率、凈礦化速率的變化特征以及碳氮耦合關(guān)系。以期揭示貝加爾針茅草原土壤碳氮轉(zhuǎn)化對(duì)未來全球變化可能的響應(yīng)，為制定溫帶草甸草原應(yīng)對(duì)氣候變化的策略提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)鄂溫克自治旗伊敏蘇木境內(nèi)，地理位置為北緯 48°27＇～48°35＇，東經(jīng)119°35＇～119°41＇。半干旱大陸性季風(fēng)氣候，處于溫帶草甸草原區(qū)，主要植被類型為貝加爾針茅(Stipa baicalensis)和羊草(Leymus chinensis)。土壤類型為暗栗鈣土。試驗(yàn)開始時(shí)土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)為:土壤pH值7.07，總有機(jī)碳 27.92 g·kg-1，全氮 1.85 g·kg-1，全磷 0.45 g·kg-1。

1.2 樣地設(shè)置與原位培養(yǎng)試驗(yàn)

樣地設(shè)置開始于2010年6月，氮素添加處理強(qiáng)度和頻度參考國際上同類研究的處理方法［15］。氮素添加處理設(shè)8個(gè)水平依次為:對(duì)照N0，低氮添加(15、30、50 kg·hm-2·a-1)分別記為 N15、N30 和N50，高氮添加(100、150、200、300 kg·hm-2·a-1)分別記為 N100、N150、N200和 N300。氮素為NH4NO3，每年分2次施入，分別于6月中旬和7月中旬施入。水溶后均勻噴施到小區(qū)內(nèi)，對(duì)照小區(qū)噴灑相同量的水。共8個(gè)處理，4次重復(fù)，小區(qū)面積8 m×8 m，小區(qū)間設(shè)2 m隔離帶，重復(fù)間設(shè)5 m隔離帶。

采用PVC頂蓋埋管原位培養(yǎng)法，于2015年8月中旬，用力將PVC礦化管(長12 cm，內(nèi)徑5 cm)砸入土壤，直到管上端與地面相平，將PVC管取出，剝離底部2 cm土壤，頂部用透氣不透水的塑料薄膜封口，下端用脫脂棉和紗布封口后放回原處培養(yǎng)。在每個(gè)處理小區(qū)各埋入礦化管18根。同時(shí)在每個(gè)處理小區(qū)用土鉆取0～10 cm土壤樣品3鉆，混勻裝入1個(gè)自封袋，用冰盒帶回實(shí)驗(yàn)室，測(cè)定土壤硝態(tài)氮(nitrage nitrogen，)、銨 態(tài) 氮 (ammonia nitrogen，)含量，作為氮轉(zhuǎn)化培養(yǎng)的初始值。在各個(gè)處理小區(qū)內(nèi)于2016年6月(培養(yǎng)300 d)、7月(培養(yǎng)330 d)、8月(培養(yǎng) 360 d)、9月(培養(yǎng) 390 d)中旬分別取出3根礦化管，去除管中的根系，用冰盒帶回實(shí)驗(yàn)室，測(cè)定SOC、DOC、MBC、土壤微生物生物量氮(Microbial Biomass Nitrogen，MBN)、N和含量，計(jì)算碳氮礦化速率。

1.3 測(cè)定方法

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

采用Excel 2010進(jìn)行作圖分析，對(duì)土壤碳氮相關(guān)指標(biāo)作線性回歸分析。SPSS 16.0統(tǒng)計(jì)軟件對(duì)8個(gè)不同氮添加水平同一培養(yǎng)時(shí)間和同一氮添加水平不同培養(yǎng)時(shí)間土壤理化指標(biāo)分別進(jìn)行單因素方差分析(one-way ANOVA)。碳氮組分與碳氮轉(zhuǎn)化速率進(jìn)行pearson相關(guān)性分析。

凈氨化速率(mg·g-1·d-1)=(培養(yǎng)后-培養(yǎng)前)/天數(shù)

凈硝化速率(mg·g-1·d-1)=(培養(yǎng)后-培養(yǎng)前/天數(shù)

凈礦化速率(mg·g-1·d-1)=［培養(yǎng)后(+)-培養(yǎng)前/天數(shù)

SOC、SON、MBC和 MBN的轉(zhuǎn)化速率與上述計(jì)算相同，即培養(yǎng)后對(duì)應(yīng)含量減去培養(yǎng)前含量，再除以培養(yǎng)天數(shù)。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤原位礦化過程中碳素的變化特征

2.1.1 SOC、土壤DOC和土壤MBC含量變化 各個(gè)氮處理在礦化期間SOC、DOC和MBC含量變化見表1。N0，N15，N30和N50在整個(gè)礦化期間變化不顯著。N300處理在培養(yǎng)初期SOC含量最高，顯著高于其他礦化培養(yǎng)時(shí)間。在培養(yǎng)第300 d時(shí)，各個(gè)氮添加處理SOC含量無顯著差異。培養(yǎng)第330 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和 N300)SOC含量均顯著高于低氮添加(N15，N30和N50)和對(duì)照N0。各個(gè)氮處理在整個(gè)礦化期間，土壤DOC含量總體表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢(shì)，在培養(yǎng)360 d時(shí)最高。培養(yǎng)0 d，7個(gè)氮添加處理土壤DOC均顯著高于對(duì)照。培養(yǎng)300 d時(shí)，低氮添加(N15、N30和N50)高于高氮添加(N100、N150、N200和 N300)和對(duì)照。培養(yǎng) 360 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和N300)土壤DOC含量均顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照，N100處理土壤DOC含量最高。在整個(gè)礦化培養(yǎng)期內(nèi)，7個(gè)氮添加處理土壤MBC平均含量均顯著低于對(duì)照。在培養(yǎng)360 d時(shí)，N200、N150、N100處理土壤 MBC含量顯著高于N15、N30、N50和N300，而與對(duì)照相比無顯著差異。在培養(yǎng)390 d時(shí)，高氮添加(N150、N200和N300)土壤MBC含量顯著低于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。

2.1.2 SOC和土壤MBC轉(zhuǎn)化速率變化 礦化期間的SOC轉(zhuǎn)化速率見圖1。在礦化培養(yǎng)期內(nèi)，N15與N30處理的SOC轉(zhuǎn)化速率無顯著差異。N30處理在整個(gè)礦化期間，SOC轉(zhuǎn)化速率均為正值。N0和N50處理在培養(yǎng)360 d與N100、N150和N200處理在培養(yǎng)330 d的SOC轉(zhuǎn)化速率為正值。高氮添加(N100、N150、N200和 N300)在培養(yǎng)第 330 d時(shí)，SOC轉(zhuǎn)化速率均高于其他培養(yǎng)時(shí)間。在培養(yǎng)第360 d和 390 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和N300)的SOC轉(zhuǎn)化速率顯著低于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。培養(yǎng)期間，N15和N30的有機(jī)碳轉(zhuǎn)化速率高于對(duì)照N0，N150、N200和N300處理的有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化速率低于對(duì)照N0。

表1 土壤原位礦化過程中SOC、DOC和MBC含量變化Table 1 Changes of SOC，DOC and MBC contents in soil during in-situ mineralization

圖1 SOC轉(zhuǎn)化速率Fig.1 Dynamics of SOCconversion rate

礦化期間的土壤MBC轉(zhuǎn)化速率見圖2。N0、N50、N100、N150、N200 和 N300在培養(yǎng)第 360 d 時(shí)，土壤MBC轉(zhuǎn)化速率均顯著高于其他培養(yǎng)時(shí)間。在培養(yǎng) 360 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和N300)土壤MBC轉(zhuǎn)化速率顯著高于低氮添加(N15、N30和 N50)和對(duì)照。培養(yǎng) 390 d時(shí)，高氮添加(N150、N200和N300)低于或顯著低于低氮添加和對(duì)照。培養(yǎng)300 d和培養(yǎng)330d時(shí)，N300處理土壤MBC轉(zhuǎn)化速率均顯著低于其他氮添加處理。

2.2 土壤原位礦化過程中氮素的動(dòng)態(tài)變化特征

2.2.2 土壤無機(jī)氮轉(zhuǎn)化速率變化 培養(yǎng)期內(nèi)土壤凈氨化速率變化見圖3。在培養(yǎng)期間，土壤凈氨化速率均為負(fù)值。培養(yǎng)期內(nèi)，高氮添加(N100、N150、N200和N300)處理在培養(yǎng)360 d時(shí)土壤凈氨化速率最高，N0、N15和N30時(shí)處理在培養(yǎng)300 d時(shí)最高。N50處理的凈氨化速率在培養(yǎng)390 d時(shí)最高，但與培養(yǎng)330 d和360 d土壤的凈氨化速率無顯著差異。在培養(yǎng)300 d、330 d和390 d時(shí)，N15處理的土壤凈氨化速率顯著高于其他氮添加處理和對(duì)照。在培養(yǎng)360 d時(shí)，N150處理土壤凈氨化速率顯著高于其他氮添加處理和對(duì)照。培養(yǎng)期間，N30、N50和N100處理的土壤凈氮化速率均顯著低于對(duì)照N0，分別降低了16.88%、169.60%和150.67%。

圖2 土壤MBC轉(zhuǎn)化速率Fig.2 Dynamics of soil MBCconversion rate

表2 土壤原位礦化過程中含量變化/(mg·kg-1)Table 2 Changes of contents in soil during in-situ mineralization

表2 土壤原位礦化過程中含量變化/(mg·kg-1)Table 2 Changes of contents in soil during in-situ mineralization

培養(yǎng)時(shí)間Incubation time/d銨態(tài)氮NH+4-N N0 N15 N30 N50 N100 N150 N200 N300 0 27.42±1.28Ac 21.11±0.43Ad 30.97±2.24Ac 66.26±2.06Aa 61.16±3.88Ab 27.60±0.85Ac 29.25±1.05Ac 30.32±0.80Ac 300 11.40±0.69Bc 10.57±1.03Bc 11.35±0.98Bc 10.94±0.86Bc 9.06B±0.71Cd 11.80±0.75Cbc 13.22±1.11Bb 16.89±0.75Ba 330 3.85±0.20Cf 8.28±0.69Cc 5.00±0.43Ce 12.44±0.27Ba 6.54±0.11CDd 7.76±0.37Dc 5.91±0.75Dde 10.22±1.16Db 360 3.43±0.18Cd 2.93±0.28Dd 3.35±0.23Cd 6.65±1.32Cc 10.52±0.57Bb 13.5±1.43Ba 9.31±0.64Cb 14.19±0.67Ca 390 3.26±0.50Ccd 3.8±0.12Dbc 3.13±0.36Cd 3.50±0.15Dbcd 3.91±0.53Db 2.98±0.22Ed 3.56±0.17Ebcd 6.41±0.08Ea培養(yǎng)時(shí)間Incubation time/d硝態(tài)氮NO-3-N N0 N15 N30 N50 N100 N150 N200 N300 0 1.82±0.04Ee 1.92±0.23Ce 2.93±0.24Ee 2.82±0.07Ee 9.90±0.13Ed 37.67±0.48Dc 48.09±1.46Cb 66.21±0.98Ca 300 13.22±0.99Cg 17.48±0.56Be 22.48±3.06Ce 30.73±1.58Cd 36.89±0.89Cc 49.30±1.91Cb 50.72±0.63Cb 85.69±5.08Ba 330 16.34±0.61Bg 22.56±0.72Af 46.11±1.42Ae 52.29±4.59Bd 51.15±0.40Bd 77.90±1.00Ab 65.27±1.67Bc 114.14±3.61Aa 360 21.61±0.77Ag 23.11±0.19Ag 32.02±0.70Bf 61.85±0.42Ad 85.37±4.89Ab 56.44±0.86Be 80.20±1.92Ac 89.56±0.89Ba 390 6.93±0.53Df 16.70±1.39Be 18.00±0.73De 23.61±0.89Dcd 21.00±2.54Dd 25.81±1.61Ec 37.72±1.22Db 65.06±2.96Ca

隨培養(yǎng)時(shí)間的延長，土壤凈硝化速率表現(xiàn)為先升高后降低趨勢(shì)(圖4)。培養(yǎng)390 d時(shí)，8個(gè)氮處理土壤凈硝化速率均為最低。培養(yǎng)390 d時(shí)，N150、N200和N300處理土壤凈硝化速率為負(fù)值，其他時(shí)間為正值。在培養(yǎng)300 d、330 d和390 d時(shí)，N50處理土壤凈硝化速率高于或顯著高于其他氮添加處理和對(duì)照。在培養(yǎng)360 d時(shí)，N100處理土壤凈硝化速率顯著高于其他氮添加處理和對(duì)照。培養(yǎng)期間，N15、N30、N50和N100的土壤凈硝化速率均顯著高于對(duì)照N0，分別增加了40.80%、110.31%、206.83%和202.04%。

圖3 培養(yǎng)期間土壤凈氨化速率變化Fig.3 Dynamics of net ammonization rate

圖4 培養(yǎng)期間土壤凈硝化速率變化Fig.4 Dynamics of net nitrification rate

圖5 培養(yǎng)期間土壤凈礦化速率變化Fig.5 Dynamics of net mineralization rate

培養(yǎng)期間土壤凈礦化速率見圖 5。N0、N30、N50、N100、N150、N200 和 N300 處理在培養(yǎng) 360 d時(shí)凈礦化速率最高，N15處理在培養(yǎng)300 d時(shí)土壤凈礦化速率最高。培養(yǎng)390 d時(shí)，各處理土壤凈礦化速率均為負(fù)值，且N15處理顯著高于其他處理。培養(yǎng)360 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和N300)凈礦化速率顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。N300處理在培養(yǎng)300 d和330 d時(shí)，土壤凈礦化速率高于或顯著高于其他氮處理。培養(yǎng)期間，N15和N30處理的凈礦化速率高于對(duì)照N0，分別提高了 150%、50%;N50、N100、N150和 N200處理的凈礦化速率低于對(duì)照N0，分別降低了254.52%、161.50%、33.90%和79.85%。

2.2.3 土壤有機(jī)氮含量變化 SON、土壤DON和土壤MBN含量變化見表3。N15、N30、N50和N100處理SON含量隨培養(yǎng)時(shí)間延長呈升高趨勢(shì)，培養(yǎng)390 d時(shí)最高。N0、N150、N200和N300的 SON含量隨培養(yǎng)時(shí)間延長，呈現(xiàn)先升高后降低趨勢(shì)。N0和N200在培養(yǎng)360 d時(shí)SON含量最高，N300在培養(yǎng)330 d時(shí)SON含量最高。在培養(yǎng)0 d和300 d時(shí)，7個(gè)氮添加處理SON含量與對(duì)照相比無顯著差異。在培養(yǎng)330 d時(shí)，高氮添加(N150、N200和 N300)SON含量顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。培養(yǎng)390 d時(shí)，7個(gè)氮添加處理SON含量均高于對(duì)照。8個(gè)氮添加處理的土壤DON含量均在培養(yǎng)第300 d時(shí)最低。培養(yǎng)330 d、360 d和390 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和 N300)土壤DON含量顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。培養(yǎng) 300 d時(shí)，N150、N200和 N300處理的土壤DON 含量顯著高于 N0、N15、N30、N50和 N100。培養(yǎng)0 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和 N300)土壤DON含量顯著高于 N0、N15和 N50。N0、N15、N30和N50在培養(yǎng)初期土壤MBN含量最低，N100在培養(yǎng)330 d時(shí)土壤MBN含量最低，N150、N200和N300在培養(yǎng)390 d時(shí)土壤MBN含量最低。培養(yǎng)0 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和 N300)土壤 MBN含量顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。

2.2.4 SON含量及其轉(zhuǎn)化速率變化 SON轉(zhuǎn)化速率見圖6。培養(yǎng)期內(nèi)，各處理SON轉(zhuǎn)化速率均為正值。N15、N30和N50處理 SON轉(zhuǎn)化速率在培養(yǎng)390 d時(shí)最高。N100、N150、N200和 N300的 SON轉(zhuǎn)化速率隨培養(yǎng)時(shí)間延長呈先升高后降低趨勢(shì)，N100、N150和 N300處理在培養(yǎng) 330 d時(shí)最高，N200在培養(yǎng)360 d時(shí)最高。培養(yǎng)330 d和培養(yǎng)360 d時(shí)，高氮添加(N100、N150、N200和 N300)SON 轉(zhuǎn)化速率高于或顯著高于低氮添加(N15、N30和N50)和對(duì)照。培養(yǎng)300 d時(shí)，N300處理的SON轉(zhuǎn)化速率顯著高于其他氮處理。培養(yǎng)390 d時(shí)，7個(gè)氮添加處理的SON轉(zhuǎn)化速率均高于或顯著高于對(duì)照。

土壤MBN轉(zhuǎn)化速率見圖7。培養(yǎng)300 d和培養(yǎng)390 d時(shí)，N200和N300處理土壤MBN轉(zhuǎn)化速率為負(fù)值;其他處理在培養(yǎng)期內(nèi)均為正值。N0和N15處理在培養(yǎng)390 d時(shí)土壤MBN轉(zhuǎn)化速率最高，N30、N50和 N150處理在培養(yǎng)300 d時(shí)最高，N100和N300處理在培養(yǎng)360 d時(shí)最高。培養(yǎng)300 d和330 d時(shí)，N200和N300處理土壤MBN轉(zhuǎn)化速率顯著低于其他處理。培養(yǎng)390 d時(shí)，N150、N200和N300處理的土壤MBN轉(zhuǎn)化速率顯著低于其他氮處理。

2.3 土壤碳氮轉(zhuǎn)化的耦合關(guān)系

在整個(gè)原位礦化培養(yǎng)期間，SOC與 Total N，MBC與MBN，土壤DOC與土壤DON，SOC轉(zhuǎn)化速率與凈氨化速率、凈硝化速率和MBN轉(zhuǎn)化速率的相關(guān)性存在明顯不同。這說明不同形式的碳發(fā)生變化，與之相對(duì)應(yīng)的不同形式氮的反應(yīng)不同。設(shè)定土壤Total N、MBN、DON、凈氨化速率、凈硝化速率和MBN 轉(zhuǎn)化速率 6 個(gè)自變量分別為x1，x2，x3，x4，x5，x6，對(duì)應(yīng)的應(yīng)變量 SOC、MBC、DOC、SOC 轉(zhuǎn)化速率，分別設(shè)定為y1，y2，y3，y4。土壤碳氮轉(zhuǎn)化耦合結(jié)果如表4所示，SOC與Total N比值呈極顯著正相關(guān)，土壤MBC與土壤MBN呈極顯著負(fù)相關(guān)，土壤DOC與土壤 DON呈極顯著正相關(guān)，SOC轉(zhuǎn)化速率與MBN轉(zhuǎn)化速率呈極顯著正相關(guān)。

表3 土壤SON、DON和MBN含量變化Table 3 Changes of SON，DON and MBN contents in soil during in-situ mineralization

圖6 培養(yǎng)期間SON轉(zhuǎn)化速率變化Fig.6 Dynamics of SON conversion rate

圖7 培養(yǎng)期間土壤MBN轉(zhuǎn)化速率變化Fig.7 Dynamics of MBN conversion rate

將8個(gè)氮添加處理所有時(shí)間段的土壤相關(guān)化學(xué)指標(biāo)進(jìn)行相關(guān)分析，結(jié)果見表5。土壤MBC與土壤Total N、DOC、和SON呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)，與呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)，與土壤C/N比值呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。土壤MBN與土壤 Total N、SOC、DOC、和SON呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)，與呈顯著正相關(guān)(P＜0.05)，與土壤C/N比值呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)，與MBC呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)。土壤MBC/MBN與土壤C/N和MBC呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)，與Total N、SOC、DOC、SON和MBN呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)。土壤DON與土壤Total N、SOC、DOC、、SON和MBN呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)，與土壤 C/N比值呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)，與MBC呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)。土壤MBN轉(zhuǎn)化速率與土壤Total N和DOC呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)，與土壤SOC和MBN呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)，與土壤MBC呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。土壤MBC轉(zhuǎn)化速率與含量呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)。土壤凈氨化速率與土壤呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)。土壤凈硝化速率與呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。土壤凈礦化速率與土壤呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)。土壤有機(jī)碳轉(zhuǎn)化速率與土壤DOC、和MBN呈極顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.01)，與土壤SOC呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)，與MBC呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。

表4 土壤碳氮轉(zhuǎn)化的耦合關(guān)系Table 4 Coupling relationship between soil carbon and nitrogen conversion

表5 土壤碳氮轉(zhuǎn)化速率與土壤化學(xué)指標(biāo)的相關(guān)關(guān)系Table 5 Correlation between soil carbon and nitrogen conversion rate and soil chemical index

3 討論

3.1 氮添加水平對(duì)土壤碳氮轉(zhuǎn)化特征的影響

氮沉降對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)土壤生態(tài)過程的影響已成為近年來生態(tài)學(xué)研究的熱點(diǎn)［14，18-19］。適量氮沉降可增加土壤氮供應(yīng)，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)影響表現(xiàn)為正效應(yīng)，但過量氮沉降會(huì)導(dǎo)致土壤中的碳氮磷化學(xué)計(jì)量特征改變［20］，對(duì)土壤養(yǎng)分循環(huán)影響表現(xiàn)為負(fù)效應(yīng)。SON的礦化是決定土壤供氮能力的重要生態(tài)過程，氮素添加在調(diào)控土壤氮轉(zhuǎn)化方面有著重要的作用。本研究表明，氮添加顯著增加了土壤的累積氮礦化量，并對(duì)土壤硝化、氨化及礦化速率具有顯著的影響。在整個(gè)培養(yǎng)期，氮添加處理土壤NO-3-N含量顯著高于對(duì)照，土壤凈硝化量最大值出現(xiàn)在7月份(培養(yǎng)330 d)或8月份(培養(yǎng)360 d)，而這兩個(gè)時(shí)期正值貝加爾針茅草原雨水充沛的月份，因此可能會(huì)導(dǎo)致淋溶損失。進(jìn)入9月份(培養(yǎng)390 d)，所有處理的凈硝化速率達(dá)到最低值。相比無氮添加對(duì)照，氮添加處理在培養(yǎng)大部分時(shí)間段增加了土壤凈硝化速率，促進(jìn)了土壤的硝化作用。培養(yǎng)300、330、360 d和 390 d 時(shí)，各氮添加處理的土壤含量均高于各處理的含量，且土壤凈硝化速率明顯高于凈氨化速率，表明貝加爾針茅草原土壤氮礦化主要以硝化作用為主，是形成植被生物量的主要的有效氮素。這與鄒亞麗等［19］對(duì)黃土高原典型草原和王學(xué)霞等［18］對(duì)青藏高原退化高寒草地的研究結(jié)果類似。本試驗(yàn)所添加氮素為硝酸銨，一方面輸入，增加了土壤中;另一方面+輸入，增加了硝化作用的底物，導(dǎo)致硝化作用加強(qiáng)。

本研究中，氮添加總體上抑制了土壤凈氨化速率。土壤凈氨化量在整個(gè)原位礦化過程中均為負(fù)值。負(fù)值表示原位培養(yǎng)后的含量低于培養(yǎng)前的初始值，發(fā)生了土壤的固持或轉(zhuǎn)化為由于土壤含量變化同時(shí)受到硝化作用和氨化作用的共同影響，因此土壤凈氨化速率不能全面反映土壤氨氧化作用的強(qiáng)弱。土壤氮礦化作用產(chǎn)物包括二者在土壤中可以相互轉(zhuǎn)化與含量之和的變化速率用來表征土壤的凈礦化速率［21］。在整個(gè)礦化期除N15處理礦化速率平均值為正值外，其他處理礦化速率平均值均為負(fù)值。草地土壤的凈礦化速率出現(xiàn)負(fù)值，表明土壤無機(jī)氮向有機(jī)氮轉(zhuǎn)化，消耗無機(jī)氮。在整個(gè)培養(yǎng)期間，各氮添加處理SON轉(zhuǎn)化速率均為正值(圖6)，表明SON的固定大于礦化，含量表現(xiàn)為顯著降低(表2)。這與培養(yǎng)期內(nèi)，土壤凈硝化作用和凈礦化作用與生物固持的相對(duì)強(qiáng)弱有關(guān)［22］。在培養(yǎng)期內(nèi)，N15和N30處理促進(jìn)了氮礦化作用，N50、N100、N150和 N200處理抑制了氮礦化作用。這與張璐等［7］對(duì)內(nèi)蒙古羊草草原的研究結(jié)果類似。凈礦化速率并不與氮輸入量增加呈顯著正相關(guān)性，當(dāng)?shù)砑恿窟_(dá)到一定水平后，氮礦化速率會(huì)下降［23-24］。Turner等［25］研究表明，在氮飽和系統(tǒng)中，氮輸入對(duì)氮礦化速率有抑制作用。可能原因是氮添加量增大降低了土壤胞外酶活性;也可能是高氮添加使土壤中可利用氮含量增加，從而降低凈氮礦化速率;也可能是高氮添加，引起土壤酸化，降低了土壤微生物活性。項(xiàng)目組前期研究表明，高氮添加降低土壤pH、微生物活性和微生物功能多樣性指數(shù)［26］，降低0～10 cm土層土壤脲酶和過氧化氫酶活性［27］。土壤微生物數(shù)量和微生物活性降低會(huì)影響土壤凈氮礦化速率。培養(yǎng)390 d時(shí)，高氮添加(N150、N200和N300)土壤凈硝化、凈氨化和凈礦化速率均為負(fù)值，表明這個(gè)時(shí)期微生物對(duì)氮的固定大于礦化。

在整個(gè)原位礦化培養(yǎng)期，低氮添加(N15、N30和N50)與對(duì)照處理在培養(yǎng)前后SOC含量無顯著性變化，而高氮添加(N100、N150、N200和 N300)在培養(yǎng)末期的SOC含量顯著低于培養(yǎng)初期。培養(yǎng)300 d、360 d、390 d 時(shí)，N50、N100、N150、N200 和 N300處理SOC轉(zhuǎn)化速率為負(fù)值，說明在這個(gè)時(shí)期SOC的礦化大于SOC的積累?？傮w上，N15、N30處理提高了 SOC 轉(zhuǎn)化速率，N50、N100、N150、N200和 N300處理降低了SOC轉(zhuǎn)化速率。Jussy等［28］研究表明，氮添加抑制酸性森林土壤碳礦化速率。李凱等［29］研究表明，中、高氮處理抑制石櫟和苦櫧幼苗的土壤呼吸速率。李新愛等［30］研究表明，長期單施化肥不利于稻田土壤有機(jī)質(zhì)和Total N的積累。在整個(gè)培養(yǎng)期中，MBC轉(zhuǎn)化速率都為正值，與SOC轉(zhuǎn)化速率不一致。

3.2 土壤原位礦化過程中碳氮轉(zhuǎn)化的耦合關(guān)系

碳和氮的耦合特征是草原生態(tài)系統(tǒng)過程研究關(guān)注的焦點(diǎn)之一［22］。氮沉降改變土壤草原土壤氮轉(zhuǎn)化速率，必將影響土壤碳轉(zhuǎn)化過程。在整個(gè)礦化培養(yǎng)期內(nèi)，SOC含量與土壤Total N存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)為0.848＊＊，且符合一元一次線性回歸方程，這說明SOC與土壤Total N含量變化具有一致性。土壤DOC、DON含量與碳氮循環(huán)和植物生長密切聯(lián)系。本研究中，土壤DOC與土壤DON呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.824＊＊。SOC轉(zhuǎn)化速率與MBN轉(zhuǎn)化速率呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.769＊＊，這說明土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程相互影響。土壤微生物是驅(qū)動(dòng)SOC轉(zhuǎn)化的主導(dǎo)因子［31］，本研究表明，土壤MBC與SOC轉(zhuǎn)化速率呈極顯著正相關(guān)。表明土壤MBC是影響SOC轉(zhuǎn)化的重要驅(qū)動(dòng)因子。土壤MBN與SOC轉(zhuǎn)化速率呈極顯著相關(guān)性，表明土壤MBN對(duì)草地SOC的轉(zhuǎn)化有顯著影響。土壤MBC、MBN與凈氨化速率、凈硝化速率和凈礦化速率之間無顯著的相關(guān)性。以往的研究也有類似的研究結(jié)果［32-33］。土壤MBC、MBN與凈礦化速率無顯著相關(guān)性，表明土壤MBC、MBN含量對(duì)草地土壤的氮礦化的影響有限［8］。礦化培養(yǎng)末期與培養(yǎng)前相比，各處理SON含量表現(xiàn)為增加，低氮添加SOC含量無顯著性變化，而高氮添加SOC含量顯著降低。在整個(gè)礦化培養(yǎng)期，土壤MBN與DOC呈極顯著正相關(guān)，表明土壤DOC含量受土壤MBN含量的顯著影響。

氮沉降對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)的影響是一個(gè)長期的過程，土壤質(zhì)量的改變是長期積累的效應(yīng)，是一個(gè)緩慢的過程。氮添加水平顯著影響貝加爾針茅草原土壤碳氮轉(zhuǎn)化特征、土壤微生物生物量［26］、土壤酶活性［27］和土壤微生物組成。在進(jìn)行礦化培養(yǎng)過程中，本研究未同時(shí)進(jìn)行土壤微生物活性的測(cè)定，而土壤微生物在土壤碳氮礦化過程中起著非常重要的作用。在今后研究土壤碳氮礦化研究中，需進(jìn)一步結(jié)合土壤微生物活性測(cè)定。另外，本研究進(jìn)行原位觀測(cè)時(shí)間較短，只是初步反映了氮添加對(duì)土壤碳氮轉(zhuǎn)化的影響。進(jìn)一步研究土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程對(duì)氮添加的響應(yīng)需要更密集的時(shí)間點(diǎn)和較長期的礦化培養(yǎng)。

4 結(jié) 論

1)氮添加促進(jìn)了土壤凈硝化作用，抑制了凈氨化作用，N15、N30處理促進(jìn)了土壤凈氮礦化作用，N50、N100、N150和N200處理抑制了土壤凈氮礦化作用。貝加爾針茅草原土壤氮礦化主要以硝化作用為主。N15、N30處理提高了SOC轉(zhuǎn)化速率，N50、N100、N150、N200和 N300處理降低了 SOC轉(zhuǎn)化速率。

2)土壤MBC與MBN呈極顯著負(fù)相關(guān);SOC轉(zhuǎn)化速率與MBC呈極顯著正相關(guān)，與MBN呈極顯著負(fù)相關(guān)。SOC轉(zhuǎn)化速率與MBN轉(zhuǎn)化速率呈極顯著正相關(guān)，土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程相互影響。

3)本研究在一定程度上表明，貝加爾針茅草原土壤碳氮轉(zhuǎn)化速率受氮沉降水平的顯著影響，連續(xù)高氮沉降對(duì)土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程產(chǎn)生負(fù)面影響，不利于土壤碳氮的積累。