草地土壤生态系统对氮沉降响应的研究进展

王肖已，姚槐应，李 杏

武汉工程大学环境生态与生物工程学院，湖北 武汉 430205

在草地生态系统中，土壤微生物的活性直接影响土壤肥力，进而控制土壤健康状况和草地植物生长发育。氮元素是限制植物生长、调节生态系统结构和功能、限制群落初级和次级生产量的一个关键性元素［1］，对于草地生态系统来说，氮素是草地生态系统净初级生产力的限制因子及衡量草地生产能力的重要指标［2-3］。氮沉降是指大气中氮元素以NHx（包括NH3、RNH2和NH4）和NOx的形式降落到陆地和水体的过程［4］。我国境内已成为继欧洲、北美之后的第三大氮素沉降区［5］。草原生态系统的氮沉降研究表明，尽管氮沉降可以提高草地土壤氮的利用率，提高草地生态系统的生产力，但是氮沉降也导致了草原物种丰度大幅度降低［6］。目前对于青藏高原草甸草原［7］、内蒙古典型草原［8］、荒漠草原［9］、半干旱沙地草地［10］的氮沉降的研究均支持这个结论。氮沉降不仅对生态系统物种丰度、土壤基本理化性质影响，对土壤微生物群落的影响也更加显著。有研究表明，氮沉降对微生物的生长起到抑制效果，氮沉降可能会减少植物根际微生物的活性［11-12］。因此，深入理解草地土壤理化性质、酶活性和微生物量及其群落结构以及氮素循环关键过程功能基因丰度对氮沉降的响应及其机理对于维持草地生态系统生态功能极其重要。本文综述了国内外已有研究成果，探讨了目前研究中存在的主要问题与不足，并对未来的重点研究方向进行了展望，以期对未来的相关研究工作提供一定的参考与指导。

1 氮沉降对土壤酸化和养分的影响

氮沉降直接增加草地土壤有效氮含量［13］，而NO3-和NH4+的行为对H+的产生和消耗起重要作用。因此，氮沉降使草地土壤pH下降，出现酸化现象［14-15］。刘贺永等阐述了大气氮沉降对土壤酸化的影响，指明NH4+和NO3-输入与输出的平衡状态影响着土壤-土壤溶液系统的酸化速率。氮沉降将增加NH4+的硝化和NO3-的淋失，加速土壤的酸化［16］。氮沉降还提高土壤有机氮的矿化作用，进一步的加剧土壤无机氮的积累以及进一步的酸化［17］。邹亚丽等以黄土高原典型草地为研究对象，发现随着施氮量的增加，土壤铵态氮、硝态氮和有效氮含量均呈上升趋势，并且铵态氮和硝态氮表现出明显的季节动态［18］。朱天鸿等探究青藏高原高寒草甸土壤对模拟氮沉降的响应，发现施氮初期总体上增加了土壤无机氮含量，铵态氮累积效应更为明显［19］。

土壤中的磷主要来自于土壤有机质的分解，氮沉降也会间接地影响土壤有效磷含量［20］。氮沉降的增加刺激了微生物活性并增加了其对磷的需求，并能促使生物体产生更多的胞外磷酸酶，而且能增强微生物对凋落物的分解，并加快土壤中磷元素的转换过程，从而提高了土壤中速效磷的累积［21］。叶彦辉等研究氮沉降对西藏高山灌丛草甸土壤理化性质时发现氮沉降确实增加了土壤中速效磷的含量［22］。可见，氮沉降会促进草地生态系统凋落物的分解，增加磷净矿化率，提高土壤有效磷的含量。而随着氮沉降量的增加，一方面促进了植物对土壤磷的吸收能力而降低磷含量［23］，另一方面氮沉降引起的土壤酸化，引起土壤速效磷衰减［24］。如 Paul Horswill等研究发现，模拟氮沉降使草地土壤中的有效磷含量减少［25］。

氮沉降对土壤有机碳库的影响依赖于有机碳输入与分解矿化过程的动态平衡［26］。土壤有机碳的主要输入来源是凋落物、土壤腐殖质、微生物、根系及其分泌物等［27］。适量的氮添加会加速凋落物的分解，增加土壤有机质和养分含量，从而导致土壤有机碳含量增加［28］。或者氮沉降增加了凋落物的分解速率，从而抑制了土壤有机物质的分解［29］。因此，氮添加会通过改变凋落物的数量和质量，进而影响土壤的微环境，改变土壤养分的有效性［30］。Janssens等用Meta分析发现氮沉降阻碍了有机物质的降解，所以能促进碳物质的贮存［31］。而另一种观点认为氮沉降提高微生物活性，加速有机养分的分解或者加剧活性有机碳的溶出，进而使得有机碳含量下降［32］。齐玉春等以内蒙古温带典型草原为研究对象，发现不同氮沉降处理使0～20 cm土壤有机碳含量均低于对照或与对照接近［33］。祁瑜等在内蒙古太仆寺旗的克氏针茅草原上开展模拟氮沉降控制实验，发现低氮处理下土壤颗粒态有机碳高于对照，而中高氮处理下低于对照，矿质结合态有机碳均高于对照［34］。可见，土壤有机碳库对氮沉降增加的响应尚没有形成一致结论。

2 氮沉降对酶活性的影响

土壤酶是生态系统的生物催化剂，作为土壤生态系统的组分之一，在土壤物质循环以及能量转化过程中起重要作用，参与包括土壤生物化学过程在内的自然界物质循环，既是土壤有机物转化的执行者，又是植物营养元素的活性库。土壤酶是植物根系分泌物、生物残体腐解以及微生物生长代谢活动中所释放的酶，不仅能够快速反映出土壤中化学生物过程的方向和强度，而且可以反映土壤中物质循环和能量流动的状态［35］。土壤酶活性对外界干扰极其敏感［36］。按照酶的催化反应类型和功能，把已知的酶分为六大类，即氧化还原酶、水解酶、转移酶、裂合酶、连接酶以及异构酶［37］。土壤酶活性受到土壤理化性质的影响。氮沉降的增加会直接和间接引起一系列土壤理化性质的改变，从而也会引起土壤酶活性的改变。多数研究表明模拟氮沉降增加促进了土壤中水解酶（蔗糖酶、纤维素酶、酸性磷酸酶和脲酶）活性，抑制了氧化酶（多酚氧化酶和过氧化物酶）活性。加利福尼亚草地的氮沉降实验发现氮添加会显著提高脲酶、纤维二糖水解酶和磷酸酶的活性。这是由于添加氮素后产生的激发效应可能会提高微生物对于碳、氮和磷的利用，因此与这三种元素转化过程相关的酶活性也随之提高［38］。郭永盛等关于施氮肥对新疆石河子荒漠草原土壤酶活性的研究发现，施氮肥增加了土壤中脲酶、蛋白酶、蔗糖酶和碱性磷酸酶的活性［39］。此外，不同水平和不同种类的氮沉降对土壤酶活性的影响不同，一般低氮比中、高氮处理更能促进酶活性增加。施瑶等以内蒙古温带典型草原为研究对象，进行连续6年氮添加试验，研究6个氮添加水平对全土和微团聚体中β-1，4-葡萄糖苷酶（β-D-glucosidase，βG）、β-1，4-N-乙酰氨基葡糖胺糖苷酶（β-1，4-N-acetylglucos⁃amine glycosidese，NAG）、L-亮 氨 酸 氨 基 肽 酶（L-leucine aminopeptidase，LAP）、酸性磷酸酶活性随氮添加增加，土壤中的βG、NAG、LAP活性呈下降趋势，然而各氮添加水平的AP活性无显著变化［40］。张俊梅等以东北地区的松嫩盐碱化草地为研究对象，研究了模拟氮沉降组分变化对土壤酶活性的影响，发现在添加有机氮的处理下，α-葡糖苷酶、碱性磷酸酶、亮氨酸氨基肽酶和乙酰葡糖胺糖苷酶等酶活性显著高于只添加无机氮的处理，而在30%无机氮和70%有机氮的添加比例下酶活性最大［41］。

3 氮沉降对土壤微生物的影响

3.1 土壤微生物量

微生物量碳（microbial biomass nitrogen，MBC）由于具有高敏感性，可反映出土壤环境的细微变化。微生物量氮（microbial biomass nitrogen，MBN）对氮沉降响应与MBC具有相同趋势［42］。氮添加对微生物数量具有促进作用，增加微生物量碳氮含量［43］。而不同的氮沉降类型、施氮时长和施氮量对土壤微生物量产生的影响不同。低氮处理后，土壤中有效氮含量增加，使土壤中的C/N比降低，有利于微生物对土壤有机质的分解与利用，从而使土壤中MBC含量升高。高氮处理后，大量NH+4会取代土壤中与有机质结合的碱性阳离子（如：K+、Ca2+、Na+），导致碱性阳离子容易被淋洗出土壤，降低土壤的酸性缓冲能力，同时由于土壤酸化生物加剧，土壤中的多价水解性阳离子（Fe3+、Al3+）的溶解性提高，从而对土壤微生物群落产生一定的抑制作用［42］。Geisseler等研究发现，氮添加使得在草地生态系统中微生物生物量降低了12%，从而减少了 MBC［44］。朱瑞芬等［45］以松嫩草原羊草草甸为研究对象，通过测定4个不同施氮水平处理的土壤微生物生物量碳氮发现，随着施氮量的增加土壤微生物生物量碳氮显著增加。另外，短期施氮会引起土壤微生物量增加、降低和无明显影响等不一致的趋势，而长期施氮则会降低土壤微生物量。Dijkstra等［46］研究表明短期氮添加降低了美国高草草地的土壤微生物量。梁百艳等［47］对英国高山草地2年的施氮和中国内蒙古温带草地1年的施氮研究发现，短期施氮对土壤微生物量没有影响。Clegg等［48］对英国西南一草地连续15年的施氮实验表明，长期施氮会降低土壤微生物量。

3.2 土壤微生物群落

土壤微生物对土壤环境胁迫非常敏感，最显著的特点是其群落结构发生变化［49］。大气氮沉降能够直接或者间接影响土壤微生物的生长繁殖和活动能力，改变土壤微生物的群落结构和功能，所以研究微生物群落结构的变化对研究氮沉降所带来的土壤生态系统的变化具有指向性［50］。氮沉降通过改变土壤理化性质而影响土壤微生物，氮输入增加后，土壤硝态氮含量升高导致土壤pH降低［51］，酸化对细菌群落在生态选择和土壤细菌群落在酸化环境压力下的适应性进化两方面改变着土壤细菌群落［52］。Zhang等［53］在内蒙古一个典型草原生态系统研究中发现，氮沉降降低了与土壤pH值正相关的细菌丰度，降低了细菌多样性。在氮沉降前期，土壤微生物主要受pH的影响，后期主要受营养元素的影响。氮添加能够改变土壤中营养物质的有效性，即改变土壤C，N和P化学计量比，随之改变微生物对底物（碳源和氮源）的利用模式，最终导致微生物群落组成发生变化。不同施肥量，施肥方式和施肥时间会对土壤微生物多样性产生明显的影响。适量氮肥有利于土壤微生物的生长，增加了微生物群落的丰富度和均匀度。而高氮促进了某些微生物种群同时抑制了其他种群，致使群落多样性指数与均匀度指数均下降［54］。刘红梅等［55］采用磷脂脂肪酸（phospholipid fatty acid，PLFA）技术发现连续6年施氮使土壤微生物总PLFAs、细菌PLFAs、革兰氏阳性菌PLFAs、革兰氏阴性细菌PLFAs和放线菌PLFAs含量呈先升高后降低的趋势。而周嘉聪等［56］发现施氮对放线菌在中氮处理水平下表现为促进作用，中氮水平以上则为抑制作用，对真菌数量始终为抑制作用。李宗明等［57］利用16SrRNA基因高通量测序技术发现细菌分类操作单元（operational taxonom⁃ic unit，OTU）数量随氮输入量的增加呈现增加，高氮处理显著高于低氮和对照处理；细菌α多样性指数呈现先增加后降低的趋势。不同种类微生物对氮沉降增加响应方式不同可能是因为营养型的差异，例如营养可利用性高的土壤有利于细菌群落，而贫瘠且营养可利用性低的土壤有利于真菌群落［58］生长。

氮循环是土壤养分的物质循环的基础，并对其他养分循环过程产生影响。氮沉降的增加势必会引起氮循环相关微生物群落结构的变化。氮素转化过程的关键的编码酶相关基因，如用于固氮的nifH基因、用于矿化作用的chiA基因、用于氨氧化作用的古菌（ammonia-oxidizing archaea，AOA）和细菌（ammonia-oxidizing bacterial，AOB）的amoA基因和反硝化作用的narG、nirS、nirK和nosZ基因丰度势必随着氮沉降的增加而改变。氮限制土壤中，氮素的增加为微生物基本代谢和生长提供了营养和能量而使得基因丰度增加［59-60］，而高剂量的氮肥施用最终会导致土壤酸化，氮循环基因丰度的降低［61］。此外，不同的氮循环基因对氮沉降响应的敏感性不同。研究发现氨氧化细菌AOB-amoA和固氮菌nifH基因丰度对氮肥反应最敏感，其次是nirS和nosZ基因，其他基因对氮沉降响应并不显著［60］。在内蒙古草地生态研究站通过9年硝酸铵添加试验发现氮肥添加使AOA丰度降低，但 AOA 群落结构相对稳定［62］。陈永亮等［63］发现长期施加氮素添加显著提高氨氧化细菌丰度，但是对AOA的丰度没有显著影响。Ning等［64］探究了中国北方温带草地与氮循环有关的基因丰度对氮沉降速率和频率的响应，发现在高频率施氮下的nifH、nirS和nosZ基因丰度远高于低频率施氮；chiA基因丰度几乎在任何施氮速率和频率下都降低；在任何频率下，AOB-amoA基因丰度都增加；narG基因丰度不受氮添加速率和频率的影响，nirK基因丰度在高氮添加量时受到抑制。可见，微生物群落组成对施氮频率和施氮量的响应不同，应采用小施氮量和频繁施氮量来反映氮沉积对微生物功能群和氮的影响（见图1）。

图1 草地土壤理化性质、酶活性和微生物群落对氮沉降的响应Fig.1 Response of physical and chemical properties，enzyme activity and microbial community to nitrogen deposition in grassland

4 结 论

综上所述，在低氮条件下，氮沉降有利于土壤无机氮库、有效磷和有机碳库的储存，细菌数量和多样型的增加。随着氮沉降量持续增加，将加剧土壤酸化，硝态氮的淋失，降低有机碳库储量、降低微生物量和多样性，引起草地生态功能退化。另外，草地土壤的营养限制状态、氮沉降量、施氮时间和频率极大程度地决定着其对氮沉降的响应。因此，在未来的研究中应加强对于我国不同营养水平草地的氮饱和阈值方面的研究，从而防止草地生态系统生态功能退化。此外，随着分子生物技术发展，可以利用15N标记的氮素作为氮源对草地土壤进行添加，结合稳定同位素核酸探针技术探讨氮添加对微生物群落水平的分子机制。进一步揭示直接参与氮循环的微生物群落变化和间接受到影响的微生物群落特征。