汪夢寒，董利利，李富翠*，韓烈保*，王祥

（1.北京林業(yè)大學(xué)草業(yè)與草原學(xué)院，北京 100083；2.中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所額爾古納森林草原過渡帶生態(tài)系統(tǒng)研究站，遼寧 沈陽 110016；3.中國農(nóng)業(yè)大學(xué)土地科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，北京 100193）

近代以來，隨著化石燃料的開采使用以及人類對土地的不合理利用，大氣氮沉降問題日益突出。據(jù)報道，全球陸地生態(tài)系統(tǒng)的大氣氮沉降水平在過去的一個世紀(jì)中增加了3倍之多，并且還在不斷增加中［1］。目前我國已成為世界第三大氮沉降集中區(qū)，存在嚴(yán)重的氮沉降問題［2］。大氣氮沉降分為有機(jī)氮沉降和無機(jī)氮沉降兩種形式。盡管無機(jī)氮是大氣氮沉降中的主要組分，但是越來越多的研究表明有機(jī)氮在大氣氮沉降中也占有不小的比例。全球尺度水平上，有機(jī)氮沉降能夠占大氣總氮沉降量的30%左右［3］。在我國，大氣有機(jī)氮沉降也在持續(xù)增加，Zhang等［4］通過對中國32個監(jiān)測點(diǎn)5年間大氣氮沉降的監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，有機(jī)氮含量占總氮含量的28%，在局部地區(qū)甚至高達(dá)50%以上。作為大氣氮沉降中十分重要的組成部分，有機(jī)氮沉降的影響不容忽視。

氮素是植物從土壤中吸收量最大的元素，氮素有效性影響著植物的養(yǎng)分吸收利用狀況，對維持陸地生態(tài)系統(tǒng)的組成及功能具有重要作用［5］。土壤全氮含量是反映土壤氮循環(huán)狀況、衡量土壤肥力、評價土壤資源的重要指標(biāo)［6］。土壤全氮分為有機(jī)氮和無機(jī)氮兩部分，無機(jī)氮主要包含銨態(tài)氮和硝態(tài)氮。土壤礦質(zhì)態(tài)氮代表硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的含量之和。土壤微生物是土壤氮素轉(zhuǎn)化的主要參與者，對土壤氮循環(huán)有著重要的調(diào)節(jié)作用［7］。由于微生物對環(huán)境變化的響應(yīng)十分敏感，所以通常將土壤微生物生物量作為土壤環(huán)境質(zhì)量評價的重要指標(biāo)［8］。目前關(guān)于模擬氮沉降對微生物生物量氮的影響已經(jīng)進(jìn)行了大量研究，但仍存在爭議：大部分研究認(rèn)為長期氮添加會導(dǎo)致土壤酸化，使微生物活性降低，從而抑制土壤氮素轉(zhuǎn)化［9—10］；但也有研究指出短期氮添加能夠增強(qiáng)土壤氮素利用率，促進(jìn)土壤微生物的生長繁殖［11］。雖然無機(jī)氮是可供植物直接吸收利用的氮素，但其含量在土壤全氮中非常少，土壤中大部分的氮素主要以有機(jī)氮的形式存在［12］。有機(jī)氮只有通過礦化過程，轉(zhuǎn)化為無機(jī)氮才可被植物利用［13］。因此，氮礦化水平?jīng)Q定著土壤氮素的可利用性，對陸地生態(tài)系統(tǒng)的氮循環(huán)具有重要影響［14］。為了更好地探究外源氮添加對土壤氮素有效性的影響機(jī)制，部分研究者［15—17］根據(jù)土壤有機(jī)質(zhì)（soil organic matter，SOM）周轉(zhuǎn)速率的差異將其大致分為顆粒態(tài)有機(jī)氮（輕組）和礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)氮（重組）兩個組分。顆粒態(tài)有機(jī)氮（輕組）主要來自未完全分解的植物碎屑，具有較高的周轉(zhuǎn)速率，易受外界環(huán)境變化的影響［18］；礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)氮（重組）主要由含氮量較高的微生物產(chǎn)物構(gòu)成，不易受外界擾動，在土壤中較為穩(wěn)定［17］。目前大量的研究集中在氮素添加對土壤不同組分有機(jī)碳的影響，關(guān)于不同組分中氮素含量對氮輸入響應(yīng)機(jī)制的研究報道較少。土壤氮素轉(zhuǎn)化的響應(yīng)機(jī)制十分復(fù)雜，受到土壤理化性質(zhì)、地上植被類型、區(qū)域氣候狀況及氮素添加的形式、數(shù)量和時間等諸多因素的影響［19—20］。因此，外源氮添加如何影響陸地生態(tài)系統(tǒng)氮素轉(zhuǎn)化仍需深入探討。

氮沉降對植物多樣性、植被生物量、土壤礦化速率及微生物活性都能產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響陸地生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)過程［9—10，21］。草地生態(tài)系統(tǒng)是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是世界上分布最廣的植被類型之一，在全球氮素循環(huán)中起著重要作用。根據(jù)國家草地資源調(diào)查數(shù)據(jù)結(jié)果［22］，我國草地面積約為3.949×106km2，約占國土面積的41.1%。草地土壤對于氮添加的響應(yīng)要比草地植物群落及生產(chǎn)力等植物學(xué)特性的響應(yīng)更加直接和迅速［23］。然而，以往在草原上開展的氮添加試驗(yàn)多是通過單一形式氮添加（無機(jī)氮或有機(jī)氮）來模擬大氣氮沉降［21，24—25］，在對于不同類型氮沉降的理解上，目前仍然存在很多的未知。因此，本試驗(yàn)以內(nèi)蒙古額爾古納草甸草原為研究對象，以硝酸銨作為無機(jī)氮來源、等比例混合的尿素與甘氨酸作為有機(jī)氮來源，進(jìn)行了不同比例的有機(jī)/無機(jī)氮素添加試驗(yàn)。結(jié)合土壤物理分組及室內(nèi)礦化培養(yǎng)的方法，通過分析土壤氮素的存在形式、氮素在不同組分中的含量及占比、土壤硝化速率、氨化速率及凈氮礦化速率等，旨在從土壤氮素貯存形態(tài)、氮素組分及氮素潛在礦化能力三方面探究不同有機(jī)/無機(jī)氮添加對草原土壤氮素分配和轉(zhuǎn)化特征的影響。

1 材料與方法

1.1 樣地概況

實(shí)驗(yàn)地位于中國科學(xué)院額爾古納森林草原過渡帶生態(tài)系統(tǒng)研究站（50°10′N；119°22′E），屬于寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫—2.5℃，年平均降水量362 mm，降水集中在6—8月。土壤類型為黑鈣土，優(yōu)勢草種主要為羊草（Leymuschinensis）、貝加爾針茅（Stipa baicalensis）等。選取地帶性草甸草原植被為研究對象，在氮素添加的第6年（2019年8月）取樣，未施肥處理樣地0～10 cm土層的p H值為5.66，總有機(jī)碳含量為25.73 g·kg—1，有效磷含量為32.53 mg·kg—1，速效鉀含量為215.28 mg·kg—1；10～20 cm土層的p H值為5.75，總有機(jī)碳含量為21.32 g·kg—1，有效磷含量為33.87 mg·kg—1，速效鉀含量為127.52 mg·kg—1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)及采樣方法

該實(shí)驗(yàn)區(qū)從2014年開始以硝酸銨作為無機(jī)氮（inorganic nitrogen，IN）來源，等比例混合的尿素與甘氨酸作為有機(jī)氮（organic nitrogen，ON）來源，進(jìn)行不同混合比例的氮添加實(shí)驗(yàn)，添加的無機(jī)氮和有機(jī)氮比例分別為：10∶0（N1），7∶3（N2），5∶5（N3），3∶7（N4），0∶10（N5）和對照處理0∶0（CK）。樣地氮素添加總量均為10 g N·m—2·a—1，每年6月通過噴灑混合氮溶液的形式進(jìn)行施肥處理，對照處理僅添加蒸餾水。例如，對于N2（IN∶ON＝7∶3）樣地，噴灑20 L混合氮溶液，其中共含720 g硝酸銨（相當(dāng)于7 g IN·m—2·a—1）、116 g尿素（相當(dāng)于1.5 g ON·m—2·a—1）和289 g甘氨酸（相當(dāng)于1.5 g ON·m—2·a—1）。每個處理重復(fù)6次，小區(qū)大小為6 m×6 m＝36 m2，每個小區(qū)之間留有1 m左右的緩沖帶以防止相互干擾。

在氮素添加的第6年（2019年），于植物生長茂盛的8月，用直徑5 cm土鉆在不同形式氮添加處理的小區(qū)多點(diǎn)采樣。每個試驗(yàn)小區(qū)隨機(jī)選取3點(diǎn)采集表層0～10 cm和次表層10～20 cm土壤，3點(diǎn)土樣混合均勻后裝入自封袋，通過保溫箱及時運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。新鮮土壤帶回實(shí)驗(yàn)室后去除肉眼可見的植物根系及石礫，過2 mm篩后于4℃冰箱內(nèi)保存。另取一部分過篩土樣進(jìn)行風(fēng)干處理，用于相關(guān)指標(biāo)的測定。

1.3 測定指標(biāo)及方法

1.3.1土壤基礎(chǔ)理化性質(zhì)的測定 采用105℃烘干法測定土壤含水量；利用CaCl2溶液浸提土壤后（土∶水＝1∶5）用pH計(jì)測定土壤pH值；利用元素分析儀（Elementar Vario MACRO，德國）測定土壤及不同組分中總有機(jī)碳（total organic carbon，SOC）和全氮（total nitrogen，TN）含量；采用氯化鉀浸提—連續(xù)流動分析儀測定土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量；采用氯仿熏蒸浸提法測定土壤微生物量氮（microbial biomass nitrogen，MBN）［13，26］。

1.3.2土壤物理分組方法 土壤物理分組參考Cambardella等［15］的方法將土壤氮素分為顆粒態(tài)氮（particulate nitrogen，PN）和礦物結(jié)合態(tài)氮（mineral associated nitrogen，MAN）兩部分。稱取10.00 g過2 mm篩的風(fēng)干土樣置于50 mL離心管中，加入30 mL 5 g·L—1的（NaPO3）6溶液，手動輕晃約10 min后（至離心管底的土樣完全融入溶液中），將裝有土樣懸液的離心管置于180 r·min—1的往復(fù)式震蕩機(jī)上震蕩15 h。震蕩后的土壤懸液過孔徑0.053mm的套篩，并用去離子水反復(fù)沖洗篩上樣品，直至水變清澈。之后把篩面上的殘留物（＞53μm）全部收集在鋁盒中，于55℃烘干至恒重后即為顆粒態(tài)輕組（light fractions，LF）。將＜53μm的篩下組分從鋁盒無損轉(zhuǎn)移到50 mL離心管中，用去離子水反復(fù)沖洗、離心、沖洗至離心管中呈現(xiàn)為土壤懸液狀態(tài)，于55℃烘干至恒重后即為礦物結(jié)合態(tài)重組（heavy fractions，HF）。

1.3.3土壤氮素礦化培養(yǎng) 通過室內(nèi)恒溫好氣培養(yǎng)試驗(yàn)測定土壤氮素礦化速率及礦化量［13，27—28］。稱取新鮮土壤樣品20 g于125 mL廣口瓶中，用保鮮膜密封瓶口，并用針在保鮮膜上均勻扎孔以保證氣體交換，并最大限度的減少水分散失。將培養(yǎng)瓶置于25℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)一周。培養(yǎng)過程中每3 d用稱量法調(diào)節(jié)土壤含水量，維持土壤恒重，使土壤水分含量始終與新鮮土樣保持一致。在培養(yǎng)期的第0和7天進(jìn)行破壞性取樣，測定土壤銨態(tài)氮（ammonium nitrogen，NH4+-N）、硝態(tài)氮（nitrate nitrogen，NO3—-N）含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理及分析

土壤氮素礦化速率及礦化量計(jì)算公式如下［29］：

式中：Δti表示時間間隔和分別表示培養(yǎng)前后銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的變化量；ΔN Ramm表示氨化速率；ΔN Rnit表示硝化速率；ΔN Rmin表示凈氮礦化速率，1表示培養(yǎng)前第0天，i+1表示培養(yǎng)后第7天。

土壤微生物量氮（Nm，mg·kg—1）的計(jì)算公式［30］：

式中：EN為熏蒸和未熏蒸土樣間氮含量的差值（mg·kg—1）；kC為轉(zhuǎn)換系數(shù)，取值為0.54。

使用Excel 2010對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行整理，SPSS 23.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，SigmaPlot 14.0進(jìn)行作圖。采用單因素方差分析（One-way ANOVA）進(jìn)行不同氮添加水平之間的顯著性檢驗(yàn)；采用Duncan進(jìn)行多重比較，顯著性水平為α＝0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤氮素形態(tài)的影響

2.1.1土壤氮素含量 如表1所示，風(fēng)干土及其不同組分中的氮素含量不受氮添加形式的影響。氮添加處理下風(fēng)干土及不同組分中的氮含量較對照處理有所提升，但差異不顯著。較對照相比，風(fēng)干土、輕組和重組中的氮含量在0～10 cm土層中平均增幅分別為27%、43%、4%，在10～20 cm土層中平均增幅分別為18%、43%、9%。各施肥處理之間，N1處理對0～20 cm土層風(fēng)干土、0～10 cm土層輕組及0～20 cm土層重組中氮含量的影響最為強(qiáng)烈。不同土層深度之間，風(fēng)干土及不同組分中平均氮含量變化趨勢不一致，風(fēng)干土0～10 cm表土層的土壤氮素含量受氮添加的影響較大；氮添加對輕組0～10 cm表土層及10～20cm次表土層氮含量影響作用相當(dāng)，均較對照處理增加43%；然而在重組中，10～20 cm次表土層氮含量對氮添加的響應(yīng)較0～10 cm表土層更為敏感。

表1 土壤氮素含量Table 1 Soil nitrogen content

2.1.2土壤無機(jī)態(tài)氮 氮添加提高了不同土層土壤硝態(tài)氮含量（圖1），在0～10 cm土壤中，與對照相比，施氮處理平均提高了硝態(tài)氮含量467%，其中N4處理下的土壤硝態(tài)氮含量達(dá)到36.5 mg·kg—1，顯著高于其他各組（P＜0.05）。對于10～20 cm土層土壤，N3、N4、N5處理均顯著提高了土壤硝態(tài)氮含量（P＜0.05），其中N4處理下硝態(tài)氮含量最高，比對照高出1582%；N1、N2處理下10～20 cm土層土壤硝態(tài)氮含量較對照組有提升趨勢，但差異不顯著。

施氮處理增加了0～10 cm土層銨態(tài)氮含量，但未達(dá)到顯著水平；各施氮處理表層土壤銨態(tài)氮含量較對照處理平均增加317%，其中N2處理下增幅最高。對于10～20 cm土層土壤，N5處理銨態(tài)氮含量顯著高于對照組（P＜0.05）（圖1）。

施氮顯著增加了表土層土壤礦質(zhì)氮含量，其中N4處理的礦質(zhì)態(tài)氮含量達(dá)到48.9 mg·kg—1，顯著高于對照及其他各施肥處理組（P＜0.05）。對于10～20 cm土層，N3、N4、N5處理與對照相比土壤礦質(zhì)氮含量存在顯著 差 異（P＜0.05），分 別 提高 了470%、516%、568%（圖1）。

圖1 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤無機(jī)態(tài)氮的影響Fig. 1 Effect of different organic/inorganic nitrogen additions on soil inorganic nitrogen

2.1.3土壤微生物量氮 N1、N2、N5處理顯著提高了表層土壤MBN含量（P＜0.05），比對照分別提高了93%、181%、177%；N3、N4處理對表土層MBN含量無顯著影響（P＞0.05）（圖2）。不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對10～20 cm土壤MBN含量影響不一致。N1、N2、N5處理下次表層土壤MBN含量顯著提高（P＜0.05），其中N2處理下MBN含量增幅最高，與對照相比增幅達(dá)到106%；N3處理顯著降低了次表層土壤MBN含量，降幅達(dá)到38%（P＜0.05）。不同深度土層之間，氮處理對0～10 cm表土層土壤中MBN含量促進(jìn)作用更加強(qiáng)烈。

圖2 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤微生物量氮的影響Fig.2 Effect of different organic/inorganic nitrogen additions on soil micr obial biomass nitr ogen

2.2 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤組分氮素相對含量的影響

2.2.1土壤不同組分中氮素含量占比 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加提高了輕組氮素在土壤全氮中的占比（圖3）。對于0～10 cm表土層，各施肥處理組的輕組氮素含量占比，較對照分別增加了24%、25%、5%、7%和8%，N2處理下輕組在土壤TN中比率最高。在10～20 cm土層中，不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對重組占比的影響由大到小分別是N5＞N2＞N4＞N3處理，分別較對照組降低了21%、12%、8%和2%；N1處理對10～20 cm土層重組氮素占比沒有影響，與對照比率持平。不同深度土層之間，0～10 cm表土層中不同組分的氮素含量占比受氮添加影響較10～20 cm土層更為明顯。

2.2.2土壤不同組分中氮素相對含量 根據(jù)風(fēng)干土氮素含量（表1）及土壤不同組分中氮素含量占比（圖3），可以得出不同組分氮在風(fēng)干土中的氮素相對含量（圖4）。對于輕組（圖4），N1、N2、N5施氮處理顯著提高了0～10 cm表層土壤氮素相對含量（P＜0.05），較對照分別提高91%、40%和26%；N3、N4處理同樣提高了輕組中表土層氮素相對含量，但與對照相比差異不顯著（P＞0.05）。輕組10～20 cm土層土壤氮素相對含量在施肥處理下平均提高了27%，其中N1處理較對照組增幅最大，達(dá)到44%。在重組中（圖4），N1、N3、N4、N5施氮處理顯著提高了0～10 cm表層土壤中氮素相對含量（P＜0.05），其中N1處理下氮素相對含量顯著高于其他處理組（P＜0.05），N2處理下的表層土壤氮素相對含量較對照組增加了4%，但未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。各施肥處理均顯著提高了10～20 cm土層重組土壤氮素相對含量（P＜0.05），其中N1處理增幅效果較其他處理最好。

圖3 不同土層中輕組及重組氮素含量占比Fig.3 Nitrogen content percentage of light fractions（LF）and heavy fractions（HF）in different soil depth

圖4 不同深度土層中輕組及重組氮素相對含量Fig.4 Relative nitrogen concentrations of light fractions（LF）and heavy fractions（HF）in different soil depth

不同施氮處理之間，施氮提高了土壤輕組和重組中氮素相對含量，其中N1處理下兩個組分表土層氮素相對含量均顯著高于其他處理組（P＜0.05），分別比對照組高出91%和44%。土壤不同組分之間，相較于輕組，重組中氮素相對含量更高，比輕組的0～10 cm土層及10～20 cm土層土壤分別高出1.41 g·kg—1和1.63 g·kg—1。不同土層深度之間，無論是輕組還是重組，0～10 cm土層氮素相對含量均高于10～20 cm土層。

2.3 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤氮素礦化的影響

氮添加增加了0～10 cm表層土壤硝化速率，較對照組平均增加了259%，但未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）（圖5）。對于10～20 cm次表層土壤，N1、N4處理顯著提高了土壤硝化速率（P＜0.05），較對照組分別提升了254%和193%。N2、N3、N5處理下次表層土壤硝化速率較對照組有所提高，增幅分別為34%、49%和77%，但差異不顯著。0～10 cm及10～20 cm土層的硝化速率均在N1處理下增幅最大，分別為336%和254%。不同深度土層之間，0～10 cm表層土壤硝化速率的平均增幅高于10～20 cm次表層土壤。

土壤氨化速率在0～10 cm表層土壤中因氮肥處理而降低，較對照組平均降幅為166%，其中N5處理下降幅最大，但各處理組之間差異不顯著（圖5）。對于10～20 cm土層土壤，N1、N5處理顯著降低了土壤氨化速率（P＜0.05），較對照組分別降低了316%和397%，其余各處理組氨化速率較對照組均有所降低，但降幅未達(dá)到顯著水平。不同施肥處理之間，N5處理下0～10 cm及10～20 cm土層的氨化速率降幅均為各處理組中的最大值。不同深度土層之間，10～20 cm次表層土壤平均氨化速率降幅更大。

圖5 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤氮礦化速率的影響Fig.5 Soil N mineralization rate under different organic/inorganic nitrogen additions

土壤凈氮礦化速率在0～10 cm表層土壤中因氮肥施入而升高，較對照組平均提升了1044%，其中N1處理較對照組增幅2182%，為各處理中的最高值（圖5）。對于10～20 cm次表層土壤，N1、N4處理增加了土壤凈氮礦化速率，增幅分別為139%和180%；但在N2、N3、N5處理下，次表層土壤的凈氮礦化速率較對照有所降低，降幅分別為30%、191%和513%。

3 討論

3.1 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤氮素形態(tài)的影響

本研究結(jié)果顯示不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對不同深度土壤氮素含量沒有顯著影響。李陽等［13］在內(nèi)蒙古草甸草原研究結(jié)果同樣顯示，土壤氮素含量不受氮素添加形態(tài)的影響。蔡玉婷等［31］的短期無機(jī)氮添加試驗(yàn)也顯示氮輸入對于土壤氮素含量沒有影響，可能是由于氮沉降加快了氮素在土壤中的周轉(zhuǎn)速率。

土壤礦質(zhì)氮表征硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的總和，其含量的高低是評價氮素有效性的重要指標(biāo)［32］。本研究顯示氮添加提高了土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮及礦質(zhì)氮含量，這與以往的大量研究結(jié)果一致［33—35］。雖然本試驗(yàn)中氮添加對土壤全氮含量無顯著影響，但顯著增加了土壤礦質(zhì)氮含量，這可能是由于氮素添加加速了原土壤有機(jī)質(zhì)的礦化分解。通過對不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加處理組的比較，本試驗(yàn)結(jié)果顯示土壤硝態(tài)氮和礦質(zhì)氮含量在N4（IN∶ON＝3∶7）混合氮肥處理下增加幅度最高。陳立新等［34］的研究也證明，混合形態(tài)氮沉降對土壤硝態(tài)氮和有效氮含量有更強(qiáng)的促進(jìn)作用。

土壤微生物主要通過氨化作用、硝化作用以及反硝化作用參與土壤氮素形態(tài)的轉(zhuǎn)化，氮沉降可以通過改變微生物所處的土壤微環(huán)境進(jìn)而影響微生物生物量及活性。本試驗(yàn)中，氮添加增加了0～10 cm表層土壤MBN含量，可能是施入土壤中的氮肥促進(jìn)了微生物的代謝活動，進(jìn)而使微生物量氮增加。對于10～20 cm次表層土壤的MBN含量，不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加處理影響結(jié)果不一致，除N3（IN∶ON＝5∶5）處理顯著降低了次表層土壤MBN含量外，其余處理都對土壤MBN含量起了促進(jìn)作用。土壤微生物生物量對于環(huán)境的細(xì)微變化能敏感的做出反應(yīng)，目前研究中關(guān)于不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對于土壤MBN的影響存在諸多爭論，未來還需要在更長時間尺度及更細(xì)化的氮素形態(tài)方面進(jìn)行深入探討。

3.2 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤不同組分中氮素相對含量的影響

根據(jù)土壤氮素與礦物結(jié)合程度和周轉(zhuǎn)速率不同，將其分為顆粒態(tài)氮（輕組）和礦物結(jié)合態(tài)氮（重組）兩個組分，可以更好地描述土壤氮素累積、持久性及對周圍環(huán)境的響應(yīng)［17］。輕組由相對粒徑較大的不同分解階段的植物殘體及微生物分解產(chǎn)物構(gòu)成，生物活性較高，周轉(zhuǎn)速率快［36］。重組中，有機(jī)氮分子與土壤礦物之間能夠通過化學(xué)或物理化學(xué)結(jié)合形成穩(wěn)定的有機(jī)—礦物復(fù)合體固存下來，存在形式較為穩(wěn)定［37］。已有研究表明，在氮處理下，顆粒態(tài)氮所占比例增大而礦物結(jié)合態(tài)氮所占比例降低，重組有向輕組逐漸轉(zhuǎn)移的趨勢，且表層土壤各組分受外界氮素添加的擾動更為明顯［33，35，38］，本研究得到了相似的結(jié)論。這可能是由于氮輸入增加了土壤微生物生物量，刺激了微生物活性，導(dǎo)致周轉(zhuǎn)速率更快的不穩(wěn)定輕組受到更加強(qiáng)烈的影響。本研究中，雖然土壤不同組分中氮素含量不受氮添加形式的影響，但是氮肥處理提高了輕組和重組中的氮素相對含量，其中N1純無機(jī)氮肥處理對土壤不同組分中氮素相對含量影響幅度最大。盡管土壤組分研究已成為各生態(tài)系統(tǒng)土壤學(xué)研究中的主要手段，但是大多數(shù)的研究都集中在探討土壤不同組分中碳庫的變化［39］，關(guān)于土壤氮庫組分如何響應(yīng)大氣氮沉降變化的報道還很少，在草原生態(tài)系統(tǒng)開展的相關(guān)土壤氮庫組分的研究則更少。目前關(guān)于土壤碳氮耦合的認(rèn)知已形成共識，氮素在土壤周轉(zhuǎn)和微生物生命代謝活動中同樣起著重要作用，因此關(guān)于外源氮素添加對草原土壤氮庫組分的影響機(jī)制還需更多的研究支撐。

3.3 不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對土壤氮素礦化的影響

土壤氮素礦化和礦化速率已被認(rèn)為是理解陸地生態(tài)系統(tǒng)植被產(chǎn)量、氮循環(huán)和微生物功能控制的主要考慮因素［40］。前人的研究表明，氮添加可以顯著提高土壤硝化速率，促進(jìn)土壤微生物的氮素轉(zhuǎn)化［41］，本研究得到了相似的結(jié)論。在本研究中，0～10 cm及10～20 cm土層的硝化速率均在N1（IN∶ON＝10∶0）處理下增幅最大，說明相較于混合氮肥處理及純有機(jī)氮肥處理，土壤硝化速率受無機(jī)氮添加的影響更大，分析其原因可能是無機(jī)氮添加可以更加迅速地為土壤提供硝化反應(yīng)底物，增加參與硝化反應(yīng)的微生物活性，進(jìn)而提升土壤硝化速率。本試驗(yàn)中，各施氮處理氨化速率均低于未施氮處理組，N1、N5氮素添加顯著降低了10～20 cm次表層土壤氨化速率，N5（IN∶ON＝0∶10）處理下0～10 cm及10～20 cm土層的氨化速率降幅均為各處理組中的最大值，說明土壤氨化速率受到了氮沉降的抑制，有機(jī)氮的抑制作用更強(qiáng)。本研究結(jié)果與程苗苗［40］在北方農(nóng)牧交錯帶草地上進(jìn)行的氮素添加試驗(yàn)結(jié)果一致。氨化速率表現(xiàn)為負(fù)值可能是因?yàn)橥寥赖牡坛?，或者是土壤中的銨態(tài)氮轉(zhuǎn)化為了硝態(tài)氮。綜合本試驗(yàn)硝化速率及氨化速率結(jié)果，N5（IN∶ON＝0∶10）處理下土壤氨化速率降低的同時硝化速率得到了提高，很大程度上是因?yàn)橛袡C(jī)氮肥的施入促進(jìn)了土壤銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化。

凈氮礦化速率是反映土壤供氮能力和評價氮循環(huán)過程的重要指標(biāo)［42］。關(guān)于土壤凈氮礦化速率對氮素添加的響應(yīng)，當(dāng)前的研究結(jié)論存在諸多不同。很多研究表明氮沉降能夠增加土壤中氮素有效性，進(jìn)而提高土壤凈氮礦化速率［43—44］；也有研究表明凈氮礦化速率隨氮肥施入而降低［45］。本研究結(jié)果顯示，不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對不同深度土壤凈氮礦化速率沒有顯著影響，N1（IN∶ON＝10∶0）處理下0～10 cm土壤凈氮礦化速率較其他施氮處理增幅最大，表明無機(jī)氮肥的施入促進(jìn)了草原土壤凈氮礦化，F(xiàn)isk等［46］的研究也顯示土壤氮礦化隨無機(jī)氮添加而升高。土壤氮素礦化受施氮時間、施氮類型、施肥量等諸多因素的影響，通常草地生態(tài)系統(tǒng)受氮素限制，適當(dāng)?shù)牡适┤朐黾恿送寥罒o機(jī)氮和有機(jī)質(zhì)含量，緩解了植物與土壤微生物之間關(guān)于氮素的爭奪，促進(jìn)了微生物對氮素的轉(zhuǎn)化，使土壤凈氮礦化速率增加；但是長期或高濃度氮添加可能導(dǎo)致土壤酸化，抑制土壤微生物活性，從而降低了土壤凈氮礦化速率［47］。本研究中，6年不同比例的有機(jī)氮與無機(jī)氮配施試驗(yàn)沒有對凈氮礦化速率產(chǎn)生顯著影響，各土層及各處理之間也很難得出一致的變化規(guī)律，后續(xù)還需進(jìn)行更長期定位和深入的研究。

4 結(jié)論

不同比例有機(jī)/無機(jī)氮添加對草原土壤全氮含量沒有產(chǎn)生顯著影響，但顯著改變了土壤氮素不同組分的分配和生物有效性。草原土壤氮素形態(tài)及潛在礦化因氮素添加形式的不同而產(chǎn)生差異，N4（IN∶ON＝3∶7）混合氮肥處理顯著提高了0～20 cm土層土壤硝態(tài)氮和礦質(zhì)態(tài)氮含量，N5（IN∶ON＝0∶10）施肥處理對土壤硝化速率的促進(jìn)作用及氨化速率抑制作用較其他氮素處理更加強(qiáng)烈。隨著未來大氣有機(jī)氮沉降比例的增加，草原土壤氮素礦化活動將變得更加活躍，土壤銨態(tài)氮有向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化的趨勢。通過對土壤不同組分中氮素相對含量及占比的分析，研究發(fā)現(xiàn)，穩(wěn)定的礦物結(jié)合態(tài)有機(jī)氮在氮添加處理下逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)榛钴S的顆粒態(tài)有機(jī)氮，純無機(jī)氮添加對土壤各組分氮素相對含量的提升作用優(yōu)于其他處理，這表明大氣氮沉降促進(jìn)了草原土壤氮素周轉(zhuǎn)，破壞了土壤氮素的穩(wěn)定性，無機(jī)氮沉降有助于提升土壤不同組分中的氮素相對含量。