貝加爾針茅草原土壤原位礦化過程中碳氮轉化耦合特征

劉紅梅，張海芳，秦 潔，趙建寧，王 慧，楊殿林

(農業農村部環境保護科研監測所，農業農村部產地環境污染防控重點實驗室，天津市農業環境與農產品安全重點實驗室，天津300191)

草原生態系統的碳循環和氮循環是草原生態系統最重要的物質循環過程，調節和維持著生態系統生產力與穩定性。草原生態系統是陸地生態系統重要的土壤碳庫和氮庫，研究其碳氮轉化過程對全球變化的響應非常重要。土壤碳氮含量及其動態平衡直接關系到土壤中養分元素的釋放與供應，影響著土壤肥力和草原生產力。氮沉降增加作為全球變化的重要現象之一［1］，其對草原生態系統碳氮循環的影響和反饋存在諸多不確定性。研究土壤碳氮轉化特征對氮沉降增加的響應是揭示這些不確定性，提高草原土壤碳積累，減少氮素損失的科學基礎。在氮沉降增加的背景下，對微生物驅動的碳、氮元素過程耦合機制的研究，將有利于認識土壤微生物在養分循環中的作用，對減少氮沉降對草原生態系統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、碳氮轉化速率與溫室氣體排放密切相關。高氮沉降造成陸地生態系統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，氮素添加會促進土壤呼吸速率，降低土壤碳儲量［4］。土壤有機碳(Soil Organic Carbon，SOC)含量較低時，SOC礦化受碳素限制，而當SOC含量和C/N比值較高時，SOC礦化受氮素限制［5］。Hyv?nen 等［6］對北歐的 15 個森林長期氮添加定位試驗表明，增加氮素輸入降低了SOC礦化，有利于SOC積累。張璐等［7］對內蒙古羊草草原不同氮添加處理土壤的室內培養試驗研究表明，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］對內蒙古溫帶典型草原原位培養試驗表明，高氮處理促進凈硝化速率、氨化速率和礦化速率。呂玉等［9］研究認為，在一定施氮范圍內，隨著施氮量增加，土壤硝化勢和土壤硝化速率增加，而高氮處理下降低。土壤碳氮的轉化受土壤碳氮比值的控制［10］，在氮素充足的條件下，較高的植物殘體投入和較低的碳氮比導致土壤微生物更傾向于利用新的碳源底物，減少原有有機質的礦化［11］;而當氮素受限制條件下，高的植物殘體投入和較高的碳氮比會增加土壤微生物對氮素的需求，從而促進土壤原有機質的分解［12］。土壤碳礦化和氮礦化的關系大都研究認為是正相關關系，微生物分解有機質釋放CO2的同時釋放無機氮。但Song等［13］對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相關關系，認為只有有機物釋放的無機氮滿足微生物需要之后才會釋放到土壤中。

貝加爾針茅草原是我國溫帶草甸草原的代表性類型之一，在我國畜牧業生產中占有重要地位。被高強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化速率發生怎樣的變化，以及這些變化對土壤碳氮積累產生怎樣的影響尚缺乏明確的認識。為此，本研究以貝加爾針茅草原為研究對象，通過模擬氮沉降增加的氮添加長期試驗，運用PVC頂蓋埋管法進行原位礦化培養試驗，研究SOC、可溶性有機碳(dissolved organic carbon，DOC)和微生物生物量碳(microbial biomass carbon，MBC)與土壤有機氮(soil organic nitrogen，SON)、無機氮以及凈氨化速率、凈硝化速率、凈礦化速率的變化特征以及碳氮耦合關系。以期揭示貝加爾針茅草原土壤碳氮轉化對未來全球變化可能的響應，為制定溫帶草甸草原應對氣候變化的策略提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

研究區位于內蒙古自治區鄂溫克自治旗伊敏蘇木境內，地理位置為北緯 48°27＇～48°35＇，東經119°35＇～119°41＇。半干旱大陸性季風氣候，處于溫帶草甸草原區，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。試驗開始時土壤基礎理化性質為:土壤pH值7.07，總有機碳 27.92 g·kg-1，全氮 1.85 g·kg-1，全磷 0.45 g·kg-1。

1.2 樣地設置與原位培養試驗

樣地設置開始于2010年6月，氮素添加處理強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8個水平依次為:對照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內，對照小區噴灑相同量的水。共8個處理，4次重復，小區面積8 m×8 m，小區間設2 m隔離帶，重復間設5 m隔離帶。

采用PVC頂蓋埋管原位培養法，于2015年8月中旬，用力將PVC礦化管(長12 cm，內徑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。在每個處理小區各埋入礦化管18根。同時在每個處理小區用土鉆取0～10 cm土壤樣品3鉆，混勻裝入1個自封袋，用冰盒帶回實驗室，測定土壤硝態氮(nitrage nitrogen，)、銨 態 氮 (ammonia nitrogen，)含量，作為氮轉化培養的初始值。在各個處理小區內于2016年6月(培養300 d)、7月(培養330 d)、8月(培養 360 d)、9月(培養 390 d)中旬分別取出3根礦化管，去除管中的根系，用冰盒帶回實驗室，測定SOC、DOC、MBC、土壤微生物生物量氮(Microbial Biomass Nitrogen，MBN)、N和含量，計算碳氮礦化速率。

1.3 測定方法

1.4 數據統計分析

采用Excel 2010進行作圖分析，對土壤碳氮相關指標作線性回歸分析。SPSS 16.0統計軟件對8個不同氮添加水平同一培養時間和同一氮添加水平不同培養時間土壤理化指標分別進行單因素方差分析(one-way ANOVA)。碳氮組分與碳氮轉化速率進行pearson相關性分析。

凈氨化速率(mg·g-1·d-1)=(培養后-培養前)/天數

凈硝化速率(mg·g-1·d-1)=(培養后-培養前/天數

凈礦化速率(mg·g-1·d-1)=［培養后(+)-培養前/天數

SOC、SON、MBC和 MBN的轉化速率與上述計算相同，即培養后對應含量減去培養前含量，再除以培養天數。

2 結果與分析

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在整個礦化期間變化不顯著。N300處理在培養初期SOC含量最高，顯著高于其他礦化培養時間。在培養第300 d時，各個氮添加處理SOC含量無顯著差異。培養第330 d時，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)和對照N0。各個氮處理在整個礦化期間，土壤DOC含量總體表現為先升高后降低的趨勢，在培養360 d時最高。培養0 d，7個氮添加處理土壤DOC均顯著高于對照。培養300 d時，低氮添加(N15、N30和N50)高于高氮添加(N100、N150、N200和 N300)和對照。培養 360 d時，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)和對照，N100處理土壤DOC含量最高。在整個礦化培養期內，7個氮添加處理土壤MBC平均含量均顯著低于對照。在培養360 d時，N200、N150、N100處理土壤 MBC含量顯著高于N15、N30、N50和N300，而與對照相比無顯著差異。在培養390 d時，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)和對照。

2.1.2 SOC和土壤MBC轉化速率變化 礦化期間的SOC轉化速率見圖1。在礦化培養期內，N15與N30處理的SOC轉化速率無顯著差異。N30處理在整個礦化期間，SOC轉化速率均為正值。N0和N50處理在培養360 d與N100、N150和N200處理在培養330 d的SOC轉化速率為正值。高氮添加(N100、N150、N200和 N300)在培養第 330 d時，SOC轉化速率均高于其他培養時間。在培養第360 d和 390 d時，高氮添加(N100、N150、N200和N300)的SOC轉化速率顯著低于低氮添加(N15、N30和N50)和對照。培養期間，N15和N30的有機碳轉化速率高于對照N0，N150、N200和N300處理的有機碳的轉化速率低于對照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轉化速率Fig.1 Dynamics of SOCconversion rate

礦化期間的土壤MBC轉化速率見圖2。N0、N50、N100、N150、N200 和 N300在培養第 360 d 時，土壤MBC轉化速率均顯著高于其他培養時間。在培養 360 d時，高氮添加(N100、N150、N200和N300)土壤MBC轉化速率顯著高于低氮添加(N15、N30和 N50)和對照。培養 390 d時，高氮添加(N150、N200和N300)低于或顯著低于低氮添加和對照。培養300 d和培養330d時，N300處理土壤MBC轉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態變化特征

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

圖2 土壤MBC轉化速率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

培養時間Incubation time/d銨態氮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培養時間Incubation time/d硝態氮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

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

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

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

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

培養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 360 d時凈礦化速率最高，N15處理在培養300 d時土壤凈礦化速率最高。培養390 d時，各處理土壤凈礦化速率均為負值，且N15處理顯著高于其他處理。培養360 d時，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)和對照。N300處理在培養300 d和330 d時，土壤凈礦化速率高于或顯著高于其他氮處理。培養期間，N15和N30處理的凈礦化速率高于對照N0，分別提高了 150%、50%;N50、N100、N150和 N200處理的凈礦化速率低于對照N0，分別降低了254.52%、161.50%、33.90%和79.85%。

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

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

土壤MBN轉化速率見圖7。培養300 d和培養390 d時，N200和N300處理土壤MBN轉化速率為負值;其他處理在培養期內均為正值。N0和N15處理在培養390 d時土壤MBN轉化速率最高，N30、N50和 N150處理在培養300 d時最高，N100和N300處理在培養360 d時最高。培養300 d和330 d時，N200和N300處理土壤MBN轉化速率顯著低于其他處理。培養390 d時，N150、N200和N300處理的土壤MBN轉化速率顯著低于其他氮處理。

2.3 土壤碳氮轉化的耦合關系

在整個原位礦化培養期間，SOC與 Total N，MBC與MBN，土壤DOC與土壤DON，SOC轉化速率與凈氨化速率、凈硝化速率和MBN轉化速率的相關性存在明顯不同。這說明不同形式的碳發生變化，與之相對應的不同形式氮的反應不同。設定土壤Total N、MBN、DON、凈氨化速率、凈硝化速率和MBN 轉化速率 6 個自變量分別為x1，x2，x3，x4，x5，x6，對應的應變量 SOC、MBC、DOC、SOC 轉化速率，分別設定為y1，y2，y3，y4。土壤碳氮轉化耦合結果如表4所示，SOC與Total N比值呈極顯著正相關，土壤MBC與土壤MBN呈極顯著負相關，土壤DOC與土壤 DON呈極顯著正相關，SOC轉化速率與MBN轉化速率呈極顯著正相關。

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 培養期間SON轉化速率變化Fig.6 Dynamics of SON conversion rate

圖7 培養期間土壤MBN轉化速率變化Fig.7 Dynamics of MBN conversion rate

將8個氮添加處理所有時間段的土壤相關化學指標進行相關分析，結果見表5。土壤MBC與土壤Total N、DOC、和SON呈極顯著負相關(P＜0.01)，與呈顯著負相關(P＜0.05)，與土壤C/N比值呈極顯著正相關(P＜0.01)。土壤MBN與土壤 Total N、SOC、DOC、和SON呈極顯著正相關(P＜0.01)，與呈顯著正相關(P＜0.05)，與土壤C/N比值呈顯著負相關(P＜0.05)，與MBC呈極顯著負相關(P＜0.01)。土壤MBC/MBN與土壤C/N和MBC呈極顯著正相關(P＜0.01)，與Total N、SOC、DOC、SON和MBN呈極顯著負相關(P＜0.01)。土壤DON與土壤Total N、SOC、DOC、、SON和MBN呈極顯著正相關(P＜0.01)，與土壤 C/N比值呈顯著負相關(P＜0.05)，與MBC呈極顯著負相關(P＜0.01)。土壤MBN轉化速率與土壤Total N和DOC呈顯著負相關(P＜0.05)，與土壤SOC和MBN呈極顯著負相關(P＜0.01)，與土壤MBC呈極顯著正相關(P＜0.01)。土壤MBC轉化速率與含量呈顯著負相關(P＜0.05)。土壤凈氨化速率與土壤呈極顯著負相關(P＜0.01)。土壤凈硝化速率與呈極顯著正相關(P＜0.01)。土壤凈礦化速率與土壤呈極顯著負相關(P＜0.01)。土壤有機碳轉化速率與土壤DOC、和MBN呈極顯著負相關(P＜0.01)，與土壤SOC呈顯著負相關(P＜0.05)，與MBC呈極顯著正相關(P＜0.01)。

表4 土壤碳氮轉化的耦合關系Table 4 Coupling relationship between soil carbon and nitrogen conversion

表5 土壤碳氮轉化速率與土壤化學指標的相關關系Table 5 Correlation between soil carbon and nitrogen conversion rate and soil chemical index

3 討論

3.1 氮添加水平對土壤碳氮轉化特征的影響

氮沉降對草原生態系統土壤生態過程的影響已成為近年來生態學研究的熱點［14，18-19］。適量氮沉降可增加土壤氮供應，對生態系統影響表現為正效應，但過量氮沉降會導致土壤中的碳氮磷化學計量特征改變［20］，對土壤養分循環影響表現為負效應。SON的礦化是決定土壤供氮能力的重要生態過程，氮素添加在調控土壤氮轉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，并對土壤硝化、氨化及礦化速率具有顯著的影響。在整個培養期，氮添加處理土壤NO-3-N含量顯著高于對照，土壤凈硝化量最大值出現在7月份(培養330 d)或8月份(培養360 d)，而這兩個時期正值貝加爾針茅草原雨水充沛的月份，因此可能會導致淋溶損失。進入9月份(培養390 d)，所有處理的凈硝化速率達到最低值。相比無氮添加對照，氮添加處理在培養大部分時間段增加了土壤凈硝化速率，促進了土壤的硝化作用。培養300、330、360 d和 390 d 時，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］對黃土高原典型草原和王學霞等［18］對青藏高原退化高寒草地的研究結果類似。本試驗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，導致硝化作用加強。

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原位礦化過程中均為負值。負值表示原位培養后的含量低于培養前的初始值，發生了土壤的固持或轉化為由于土壤含量變化同時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弱。土壤氮礦化作用產物包括二者在土壤中可以相互轉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值。草地土壤的凈礦化速率出現負值，表明土壤無機氮向有機氮轉化，消耗無機氮。在整個培養期間，各氮添加處理SON轉化速率均為正值(圖6)，表明SON的固定大于礦化，含量表現為顯著降低(表2)。這與培養期內，土壤凈硝化作用和凈礦化作用與生物固持的相對強弱有關［22］。在培養期內，N15和N30處理促進了氮礦化作用，N50、N100、N150和 N200處理抑制了氮礦化作用。這與張璐等［7］對內蒙古羊草草原的研究結果類似。凈礦化速率并不與氮輸入量增加呈顯著正相關性，當氮添加量達到一定水平后，氮礦化速率會下降［23-24］。Turner等［25］研究表明，在氮飽和系統中，氮輸入對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［26］，降低0～10 cm土層土壤脲酶和過氧化氫酶活性［27］。土壤微生物數量和微生物活性降低會影響土壤凈氮礦化速率。培養390 d時，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值，表明這個時期微生物對氮的固定大于礦化。

在整個原位礦化培養期，低氮添加(N15、N30和N50)與對照處理在培養前后SOC含量無顯著性變化，而高氮添加(N100、N150、N200和 N300)在培養末期的SOC含量顯著低于培養初期。培養300 d、360 d、390 d 時，N50、N100、N150、N200 和 N300處理SOC轉化速率為負值，說明在這個時期SOC的礦化大于SOC的積累。總體上，N15、N30處理提高了 SOC 轉化速率，N50、N100、N150、N200和 N300處理降低了SOC轉化速率。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質和Total N的積累。在整個培養期中，MBC轉化速率都為正值，與SOC轉化速率不一致。

3.2 土壤原位礦化過程中碳氮轉化的耦合關系

碳和氮的耦合特征是草原生態系統過程研究關注的焦點之一［22］。氮沉降改變土壤草原土壤氮轉化速率，必將影響土壤碳轉化過程。在整個礦化培養期內，SOC含量與土壤Total N存在極顯著正相關關系，相關系數為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含量與碳氮循環和植物生長密切聯系。本研究中，土壤DOC與土壤DON呈顯著正相關，相關系數為0.824＊＊。SOC轉化速率與MBN轉化速率呈極顯著正相關，相關系數為0.769＊＊，這說明土壤碳氮轉化過程相互影響。土壤微生物是驅動SOC轉化的主導因子［31］，本研究表明，土壤MBC與SOC轉化速率呈極顯著正相關。表明土壤MBC是影響SOC轉化的重要驅動因子。土壤MBN與SOC轉化速率呈極顯著相關性，表明土壤MBN對草地SOC的轉化有顯著影響。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性。以往的研究也有類似的研究結果［32-33］。土壤MBC、MBN與凈礦化速率無顯著相關性，表明土壤MBC、MBN含量對草地土壤的氮礦化的影響有限［8］。礦化培養末期與培養前相比，各處理SON含量表現為增加，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。在整個礦化培養期，土壤MBN與DOC呈極顯著正相關，表明土壤DOC含量受土壤MBN含量的顯著影響。

氮沉降對草原生態系統的影響是一個長期的過程，土壤質量的改變是長期積累的效應，是一個緩慢的過程。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。在進行礦化培養過程中，本研究未同時進行土壤微生物活性的測定，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，需進一步結合土壤微生物活性測定。另外，本研究進行原位觀測時間較短，只是初步反映了氮添加對土壤碳氮轉化的影響。進一步研究土壤碳氮轉化過程對氮添加的響應需要更密集的時間點和較長期的礦化培養。

4 結 論

1)氮添加促進了土壤凈硝化作用，抑制了凈氨化作用，N15、N30處理促進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轉化速率，N50、N100、N150、N200和 N300處理降低了 SOC轉化速率。

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

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