不同有机/无机氮添加对草原土壤氮素分配和转化特征的影响

汪梦寒，董利利，李富翠*，韩烈保*，王祥

（1.北京林业大学草业与草原学院，北京 100083；2.中国科学院沈阳应用生态研究所额尔古纳森林草原过渡带生态系统研究站，辽宁 沈阳 110016；3.中国农业大学土地科学与技术学院，北京 100193）

近代以来，随着化石燃料的开采使用以及人类对土地的不合理利用，大气氮沉降问题日益突出。据报道，全球陆地生态系统的大气氮沉降水平在过去的一个世纪中增加了3倍之多，并且还在不断增加中［1］。目前我国已成为世界第三大氮沉降集中区，存在严重的氮沉降问题［2］。大气氮沉降分为有机氮沉降和无机氮沉降两种形式。尽管无机氮是大气氮沉降中的主要组分，但是越来越多的研究表明有机氮在大气氮沉降中也占有不小的比例。全球尺度水平上，有机氮沉降能够占大气总氮沉降量的30%左右［3］。在我国，大气有机氮沉降也在持续增加，Zhang等［4］通过对中国32个监测点5年间大气氮沉降的监测发现，有机氮含量占总氮含量的28%，在局部地区甚至高达50%以上。作为大气氮沉降中十分重要的组成部分，有机氮沉降的影响不容忽视。

氮素是植物从土壤中吸收量最大的元素，氮素有效性影响着植物的养分吸收利用状况，对维持陆地生态系统的组成及功能具有重要作用［5］。土壤全氮含量是反映土壤氮循环状况、衡量土壤肥力、评价土壤资源的重要指标［6］。土壤全氮分为有机氮和无机氮两部分，无机氮主要包含铵态氮和硝态氮。土壤矿质态氮代表硝态氮和铵态氮的含量之和。土壤微生物是土壤氮素转化的主要参与者，对土壤氮循环有着重要的调节作用［7］。由于微生物对环境变化的响应十分敏感，所以通常将土壤微生物生物量作为土壤环境质量评价的重要指标［8］。目前关于模拟氮沉降对微生物生物量氮的影响已经进行了大量研究，但仍存在争议：大部分研究认为长期氮添加会导致土壤酸化，使微生物活性降低，从而抑制土壤氮素转化［9—10］；但也有研究指出短期氮添加能够增强土壤氮素利用率，促进土壤微生物的生长繁殖［11］。虽然无机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机氮的形式存在［12］。有机氮只有通过矿化过程，转化为无机氮才可被植物利用［13］。因此，氮矿化水平决定着土壤氮素的可利用性，对陆地生态系统的氮循环具有重要影响［14］。为了更好地探究外源氮添加对土壤氮素有效性的影响机制，部分研究者［15—17］根据土壤有机质（soil organic matter，SOM）周转速率的差异将其大致分为颗粒态有机氮（轻组）和矿物结合态有机氮（重组）两个组分。颗粒态有机氮（轻组）主要来自未完全分解的植物碎屑，具有较高的周转速率，易受外界环境变化的影响［18］；矿物结合态有机氮（重组）主要由含氮量较高的微生物产物构成，不易受外界扰动，在土壤中较为稳定［17］。目前大量的研究集中在氮素添加对土壤不同组分有机碳的影响，关于不同组分中氮素含量对氮输入响应机制的研究报道较少。土壤氮素转化的响应机制十分复杂，受到土壤理化性质、地上植被类型、区域气候状况及氮素添加的形式、数量和时间等诸多因素的影响［19—20］。因此，外源氮添加如何影响陆地生态系统氮素转化仍需深入探讨。

氮沉降对植物多样性、植被生物量、土壤矿化速率及微生物活性都能产生影响，进而影响陆地生态系统氮素循环过程［9—10，21］。草地生态系统是陆地生态系统的重要组成部分，是世界上分布最广的植被类型之一，在全球氮素循环中起着重要作用。根据国家草地资源调查数据结果［22］，我国草地面积约为3.949×106km2，约占国土面积的41.1%。草地土壤对于氮添加的响应要比草地植物群落及生产力等植物学特性的响应更加直接和迅速［23］。然而，以往在草原上开展的氮添加试验多是通过单一形式氮添加（无机氮或有机氮）来模拟大气氮沉降［21，24—25］，在对于不同类型氮沉降的理解上，目前仍然存在很多的未知。因此，本试验以内蒙古额尔古纳草甸草原为研究对象，以硝酸铵作为无机氮来源、等比例混合的尿素与甘氨酸作为有机氮来源，进行了不同比例的有机/无机氮素添加试验。结合土壤物理分组及室内矿化培养的方法，通过分析土壤氮素的存在形式、氮素在不同组分中的含量及占比、土壤硝化速率、氨化速率及净氮矿化速率等，旨在从土壤氮素贮存形态、氮素组分及氮素潜在矿化能力三方面探究不同有机/无机氮添加对草原土壤氮素分配和转化特征的影响。

1 材料与方法

1.1 样地概况

实验地位于中国科学院额尔古纳森林草原过渡带生态系统研究站（50°10′N；119°22′E），属于寒温带大陆性季风气候，年平均气温—2.5℃，年平均降水量362 mm，降水集中在6—8月。土壤类型为黑钙土，优势草种主要为羊草（Leymuschinensis）、贝加尔针茅（Stipa baicalensis）等。选取地带性草甸草原植被为研究对象，在氮素添加的第6年（2019年8月）取样，未施肥处理样地0～10 cm土层的p H值为5.66，总有机碳含量为25.73 g·kg—1，有效磷含量为32.53 mg·kg—1，速效钾含量为215.28 mg·kg—1；10～20 cm土层的p H值为5.75，总有机碳含量为21.32 g·kg—1，有效磷含量为33.87 mg·kg—1，速效钾含量为127.52 mg·kg—1。

1.2 试验设计及采样方法

该实验区从2014年开始以硝酸铵作为无机氮（inorganic nitrogen，IN）来源，等比例混合的尿素与甘氨酸作为有机氮（organic nitrogen，ON）来源，进行不同混合比例的氮添加实验，添加的无机氮和有机氮比例分别为：10∶0（N1），7∶3（N2），5∶5（N3），3∶7（N4），0∶10（N5）和对照处理0∶0（CK）。样地氮素添加总量均为10 g N·m—2·a—1，每年6月通过喷洒混合氮溶液的形式进行施肥处理，对照处理仅添加蒸馏水。例如，对于N2（IN∶ON＝7∶3）样地，喷洒20 L混合氮溶液，其中共含720 g硝酸铵（相当于7 g IN·m—2·a—1）、116 g尿素（相当于1.5 g ON·m—2·a—1）和289 g甘氨酸（相当于1.5 g ON·m—2·a—1）。每个处理重复6次，小区大小为6 m×6 m＝36 m2，每个小区之间留有1 m左右的缓冲带以防止相互干扰。

在氮素添加的第6年（2019年），于植物生长茂盛的8月，用直径5 cm土钻在不同形式氮添加处理的小区多点采样。每个试验小区随机选取3点采集表层0～10 cm和次表层10～20 cm土壤，3点土样混合均匀后装入自封袋，通过保温箱及时运回实验室。新鲜土壤带回实验室后去除肉眼可见的植物根系及石砾，过2 mm筛后于4℃冰箱内保存。另取一部分过筛土样进行风干处理，用于相关指标的测定。

1.3 测定指标及方法

1.3.1土壤基础理化性质的测定 采用105℃烘干法测定土壤含水量；利用CaCl2溶液浸提土壤后（土∶水＝1∶5）用pH计测定土壤pH值；利用元素分析仪（Elementar Vario MACRO，德国）测定土壤及不同组分中总有机碳（total organic carbon，SOC）和全氮（total nitrogen，TN）含量；采用氯化钾浸提—连续流动分析仪测定土壤硝态氮、铵态氮含量；采用氯仿熏蒸浸提法测定土壤微生物量氮（microbial biomass nitrogen，MBN）［13，26］。

1.3.2土壤物理分组方法 土壤物理分组参考Cambardella等［15］的方法将土壤氮素分为颗粒态氮（particulate nitrogen，PN）和矿物结合态氮（mineral associated nitrogen，MAN）两部分。称取10.00 g过2 mm筛的风干土样置于50 mL离心管中，加入30 mL 5 g·L—1的（NaPO3）6溶液，手动轻晃约10 min后（至离心管底的土样完全融入溶液中），将装有土样悬液的离心管置于180 r·min—1的往复式震荡机上震荡15 h。震荡后的土壤悬液过孔径0.053mm的套筛，并用去离子水反复冲洗筛上样品，直至水变清澈。之后把筛面上的残留物（＞53μm）全部收集在铝盒中，于55℃烘干至恒重后即为颗粒态轻组（light fractions，LF）。将＜53μm的筛下组分从铝盒无损转移到50 mL离心管中，用去离子水反复冲洗、离心、冲洗至离心管中呈现为土壤悬液状态，于55℃烘干至恒重后即为矿物结合态重组（heavy fractions，HF）。

1.3.3土壤氮素矿化培养 通过室内恒温好气培养试验测定土壤氮素矿化速率及矿化量［13，27—28］。称取新鲜土壤样品20 g于125 mL广口瓶中，用保鲜膜密封瓶口，并用针在保鲜膜上均匀扎孔以保证气体交换，并最大限度的减少水分散失。将培养瓶置于25℃恒温培养箱中培养一周。培养过程中每3 d用称量法调节土壤含水量，维持土壤恒重，使土壤水分含量始终与新鲜土样保持一致。在培养期的第0和7天进行破坏性取样，测定土壤铵态氮（ammonium nitrogen，NH4+-N）、硝态氮（nitrate nitrogen，NO3—-N）含量。

1.4 数据处理及分析

土壤氮素矿化速率及矿化量计算公式如下［29］：

式中：Δti表示时间间隔和分别表示培养前后铵态氮和硝态氮的变化量；ΔN Ramm表示氨化速率；ΔN Rnit表示硝化速率；ΔN Rmin表示净氮矿化速率，1表示培养前第0天，i+1表示培养后第7天。

土壤微生物量氮（Nm，mg·kg—1）的计算公式［30］：

式中：EN为熏蒸和未熏蒸土样间氮含量的差值（mg·kg—1）；kC为转换系数，取值为0.54。

使用Excel 2010对所有数据进行整理，SPSS 23.0进行统计分析，SigmaPlot 14.0进行作图。采用单因素方差分析（One-way ANOVA）进行不同氮添加水平之间的显著性检验；采用Duncan进行多重比较，显著性水平为α＝0.05。

2 结果与分析

2.1 不同比例有机/无机氮添加对土壤氮素形态的影响

2.1.1土壤氮素含量 如表1所示，风干土及其不同组分中的氮素含量不受氮添加形式的影响。氮添加处理下风干土及不同组分中的氮含量较对照处理有所提升，但差异不显著。较对照相比，风干土、轻组和重组中的氮含量在0～10 cm土层中平均增幅分别为27%、43%、4%，在10～20 cm土层中平均增幅分别为18%、43%、9%。各施肥处理之间，N1处理对0～20 cm土层风干土、0～10 cm土层轻组及0～20 cm土层重组中氮含量的影响最为强烈。不同土层深度之间，风干土及不同组分中平均氮含量变化趋势不一致，风干土0～10 cm表土层的土壤氮素含量受氮添加的影响较大；氮添加对轻组0～10 cm表土层及10～20cm次表土层氮含量影响作用相当，均较对照处理增加43%；然而在重组中，10～20 cm次表土层氮含量对氮添加的响应较0～10 cm表土层更为敏感。

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

2.1.2土壤无机态氮 氮添加提高了不同土层土壤硝态氮含量（图1），在0～10 cm土壤中，与对照相比，施氮处理平均提高了硝态氮含量467%，其中N4处理下的土壤硝态氮含量达到36.5 mg·kg—1，显著高于其他各组（P＜0.05）。对于10～20 cm土层土壤，N3、N4、N5处理均显著提高了土壤硝态氮含量（P＜0.05），其中N4处理下硝态氮含量最高，比对照高出1582%；N1、N2处理下10～20 cm土层土壤硝态氮含量较对照组有提升趋势，但差异不显著。

施氮处理增加了0～10 cm土层铵态氮含量，但未达到显著水平；各施氮处理表层土壤铵态氮含量较对照处理平均增加317%，其中N2处理下增幅最高。对于10～20 cm土层土壤，N5处理铵态氮含量显著高于对照组（P＜0.05）（图1）。

施氮显著增加了表土层土壤矿质氮含量，其中N4处理的矿质态氮含量达到48.9 mg·kg—1，显著高于对照及其他各施肥处理组（P＜0.05）。对于10～20 cm土层，N3、N4、N5处理与对照相比土壤矿质氮含量存在显著 差 异（P＜0.05），分 别 提高 了470%、516%、568%（图1）。

图1 不同比例有机/无机氮添加对土壤无机态氮的影响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处理显著提高了表层土壤MBN含量（P＜0.05），比对照分别提高了93%、181%、177%；N3、N4处理对表土层MBN含量无显著影响（P＞0.05）（图2）。不同比例有机/无机氮添加对10～20 cm土壤MBN含量影响不一致。N1、N2、N5处理下次表层土壤MBN含量显著提高（P＜0.05），其中N2处理下MBN含量增幅最高，与对照相比增幅达到106%；N3处理显著降低了次表层土壤MBN含量，降幅达到38%（P＜0.05）。不同深度土层之间，氮处理对0～10 cm表土层土壤中MBN含量促进作用更加强烈。

图2 不同比例有机/无机氮添加对土壤微生物量氮的影响Fig.2 Effect of different organic/inorganic nitrogen additions on soil micr obial biomass nitr ogen

2.2 不同比例有机/无机氮添加对土壤组分氮素相对含量的影响

2.2.1土壤不同组分中氮素含量占比 不同比例有机/无机氮添加提高了轻组氮素在土壤全氮中的占比（图3）。对于0～10 cm表土层，各施肥处理组的轻组氮素含量占比，较对照分别增加了24%、25%、5%、7%和8%，N2处理下轻组在土壤TN中比率最高。在10～20 cm土层中，不同比例有机/无机氮添加对重组占比的影响由大到小分别是N5＞N2＞N4＞N3处理，分别较对照组降低了21%、12%、8%和2%；N1处理对10～20 cm土层重组氮素占比没有影响，与对照比率持平。不同深度土层之间，0～10 cm表土层中不同组分的氮素含量占比受氮添加影响较10～20 cm土层更为明显。

2.2.2土壤不同组分中氮素相对含量 根据风干土氮素含量（表1）及土壤不同组分中氮素含量占比（图3），可以得出不同组分氮在风干土中的氮素相对含量（图4）。对于轻组（图4），N1、N2、N5施氮处理显著提高了0～10 cm表层土壤氮素相对含量（P＜0.05），较对照分别提高91%、40%和26%；N3、N4处理同样提高了轻组中表土层氮素相对含量，但与对照相比差异不显著（P＞0.05）。轻组10～20 cm土层土壤氮素相对含量在施肥处理下平均提高了27%，其中N1处理较对照组增幅最大，达到44%。在重组中（图4），N1、N3、N4、N5施氮处理显著提高了0～10 cm表层土壤中氮素相对含量（P＜0.05），其中N1处理下氮素相对含量显著高于其他处理组（P＜0.05），N2处理下的表层土壤氮素相对含量较对照组增加了4%，但未达到显著水平（P＞0.05）。各施肥处理均显著提高了10～20 cm土层重组土壤氮素相对含量（P＜0.05），其中N1处理增幅效果较其他处理最好。

图3 不同土层中轻组及重组氮素含量占比Fig.3 Nitrogen content percentage of light fractions（LF）and heavy fractions（HF）in different soil depth

图4 不同深度土层中轻组及重组氮素相对含量Fig.4 Relative nitrogen concentrations of light fractions（LF）and heavy fractions（HF）in different soil depth

不同施氮处理之间，施氮提高了土壤轻组和重组中氮素相对含量，其中N1处理下两个组分表土层氮素相对含量均显著高于其他处理组（P＜0.05），分别比对照组高出91%和44%。土壤不同组分之间，相较于轻组，重组中氮素相对含量更高，比轻组的0～10 cm土层及10～20 cm土层土壤分别高出1.41 g·kg—1和1.63 g·kg—1。不同土层深度之间，无论是轻组还是重组，0～10 cm土层氮素相对含量均高于10～20 cm土层。

2.3 不同比例有机/无机氮添加对土壤氮素矿化的影响

氮添加增加了0～10 cm表层土壤硝化速率，较对照组平均增加了259%，但未达到显著水平（P＞0.05）（图5）。对于10～20 cm次表层土壤，N1、N4处理显著提高了土壤硝化速率（P＜0.05），较对照组分别提升了254%和193%。N2、N3、N5处理下次表层土壤硝化速率较对照组有所提高，增幅分别为34%、49%和77%，但差异不显著。0～10 cm及10～20 cm土层的硝化速率均在N1处理下增幅最大，分别为336%和254%。不同深度土层之间，0～10 cm表层土壤硝化速率的平均增幅高于10～20 cm次表层土壤。

土壤氨化速率在0～10 cm表层土壤中因氮肥处理而降低，较对照组平均降幅为166%，其中N5处理下降幅最大，但各处理组之间差异不显著（图5）。对于10～20 cm土层土壤，N1、N5处理显著降低了土壤氨化速率（P＜0.05），较对照组分别降低了316%和397%，其余各处理组氨化速率较对照组均有所降低，但降幅未达到显著水平。不同施肥处理之间，N5处理下0～10 cm及10～20 cm土层的氨化速率降幅均为各处理组中的最大值。不同深度土层之间，10～20 cm次表层土壤平均氨化速率降幅更大。

图5 不同比例有机/无机氮添加对土壤氮矿化速率的影响Fig.5 Soil N mineralization rate under different organic/inorganic nitrogen additions

土壤净氮矿化速率在0～10 cm表层土壤中因氮肥施入而升高，较对照组平均提升了1044%，其中N1处理较对照组增幅2182%，为各处理中的最高值（图5）。对于10～20 cm次表层土壤，N1、N4处理增加了土壤净氮矿化速率，增幅分别为139%和180%；但在N2、N3、N5处理下，次表层土壤的净氮矿化速率较对照有所降低，降幅分别为30%、191%和513%。

3 讨论

3.1 不同比例有机/无机氮添加对土壤氮素形态的影响

本研究结果显示不同比例有机/无机氮添加对不同深度土壤氮素含量没有显著影响。李阳等［13］在内蒙古草甸草原研究结果同样显示，土壤氮素含量不受氮素添加形态的影响。蔡玉婷等［31］的短期无机氮添加试验也显示氮输入对于土壤氮素含量没有影响，可能是由于氮沉降加快了氮素在土壤中的周转速率。

土壤矿质氮表征硝态氮和铵态氮的总和，其含量的高低是评价氮素有效性的重要指标［32］。本研究显示氮添加提高了土壤铵态氮、硝态氮及矿质氮含量，这与以往的大量研究结果一致［33—35］。虽然本试验中氮添加对土壤全氮含量无显著影响，但显著增加了土壤矿质氮含量，这可能是由于氮素添加加速了原土壤有机质的矿化分解。通过对不同比例有机/无机氮添加处理组的比较，本试验结果显示土壤硝态氮和矿质氮含量在N4（IN∶ON＝3∶7）混合氮肥处理下增加幅度最高。陈立新等［34］的研究也证明，混合形态氮沉降对土壤硝态氮和有效氮含量有更强的促进作用。

土壤微生物主要通过氨化作用、硝化作用以及反硝化作用参与土壤氮素形态的转化，氮沉降可以通过改变微生物所处的土壤微环境进而影响微生物生物量及活性。本试验中，氮添加增加了0～10 cm表层土壤MBN含量，可能是施入土壤中的氮肥促进了微生物的代谢活动，进而使微生物量氮增加。对于10～20 cm次表层土壤的MBN含量，不同比例有机/无机氮添加处理影响结果不一致，除N3（IN∶ON＝5∶5）处理显著降低了次表层土壤MBN含量外，其余处理都对土壤MBN含量起了促进作用。土壤微生物生物量对于环境的细微变化能敏感的做出反应，目前研究中关于不同比例有机/无机氮添加对于土壤MBN的影响存在诸多争论，未来还需要在更长时间尺度及更细化的氮素形态方面进行深入探讨。

3.2 不同比例有机/无机氮添加对土壤不同组分中氮素相对含量的影响

根据土壤氮素与矿物结合程度和周转速率不同，将其分为颗粒态氮（轻组）和矿物结合态氮（重组）两个组分，可以更好地描述土壤氮素累积、持久性及对周围环境的响应［17］。轻组由相对粒径较大的不同分解阶段的植物残体及微生物分解产物构成，生物活性较高，周转速率快［36］。重组中，有机氮分子与土壤矿物之间能够通过化学或物理化学结合形成稳定的有机—矿物复合体固存下来，存在形式较为稳定［37］。已有研究表明，在氮处理下，颗粒态氮所占比例增大而矿物结合态氮所占比例降低，重组有向轻组逐渐转移的趋势，且表层土壤各组分受外界氮素添加的扰动更为明显［33，35，38］，本研究得到了相似的结论。这可能是由于氮输入增加了土壤微生物生物量，刺激了微生物活性，导致周转速率更快的不稳定轻组受到更加强烈的影响。本研究中，虽然土壤不同组分中氮素含量不受氮添加形式的影响，但是氮肥处理提高了轻组和重组中的氮素相对含量，其中N1纯无机氮肥处理对土壤不同组分中氮素相对含量影响幅度最大。尽管土壤组分研究已成为各生态系统土壤学研究中的主要手段，但是大多数的研究都集中在探讨土壤不同组分中碳库的变化［39］，关于土壤氮库组分如何响应大气氮沉降变化的报道还很少，在草原生态系统开展的相关土壤氮库组分的研究则更少。目前关于土壤碳氮耦合的认知已形成共识，氮素在土壤周转和微生物生命代谢活动中同样起着重要作用，因此关于外源氮素添加对草原土壤氮库组分的影响机制还需更多的研究支撑。

3.3 不同比例有机/无机氮添加对土壤氮素矿化的影响

土壤氮素矿化和矿化速率已被认为是理解陆地生态系统植被产量、氮循环和微生物功能控制的主要考虑因素［40］。前人的研究表明，氮添加可以显著提高土壤硝化速率，促进土壤微生物的氮素转化［41］，本研究得到了相似的结论。在本研究中，0～10 cm及10～20 cm土层的硝化速率均在N1（IN∶ON＝10∶0）处理下增幅最大，说明相较于混合氮肥处理及纯有机氮肥处理，土壤硝化速率受无机氮添加的影响更大，分析其原因可能是无机氮添加可以更加迅速地为土壤提供硝化反应底物，增加参与硝化反应的微生物活性，进而提升土壤硝化速率。本试验中，各施氮处理氨化速率均低于未施氮处理组，N1、N5氮素添加显著降低了10～20 cm次表层土壤氨化速率，N5（IN∶ON＝0∶10）处理下0～10 cm及10～20 cm土层的氨化速率降幅均为各处理组中的最大值，说明土壤氨化速率受到了氮沉降的抑制，有机氮的抑制作用更强。本研究结果与程苗苗［40］在北方农牧交错带草地上进行的氮素添加试验结果一致。氨化速率表现为负值可能是因为土壤的氮固持，或者是土壤中的铵态氮转化为了硝态氮。综合本试验硝化速率及氨化速率结果，N5（IN∶ON＝0∶10）处理下土壤氨化速率降低的同时硝化速率得到了提高，很大程度上是因为有机氮肥的施入促进了土壤铵态氮向硝态氮的转化。

净氮矿化速率是反映土壤供氮能力和评价氮循环过程的重要指标［42］。关于土壤净氮矿化速率对氮素添加的响应，当前的研究结论存在诸多不同。很多研究表明氮沉降能够增加土壤中氮素有效性，进而提高土壤净氮矿化速率［43—44］；也有研究表明净氮矿化速率随氮肥施入而降低［45］。本研究结果显示，不同比例有机/无机氮添加对不同深度土壤净氮矿化速率没有显著影响，N1（IN∶ON＝10∶0）处理下0～10 cm土壤净氮矿化速率较其他施氮处理增幅最大，表明无机氮肥的施入促进了草原土壤净氮矿化，Fisk等［46］的研究也显示土壤氮矿化随无机氮添加而升高。土壤氮素矿化受施氮时间、施氮类型、施肥量等诸多因素的影响，通常草地生态系统受氮素限制，适当的氮肥施入增加了土壤无机氮和有机质含量，缓解了植物与土壤微生物之间关于氮素的争夺，促进了微生物对氮素的转化，使土壤净氮矿化速率增加；但是长期或高浓度氮添加可能导致土壤酸化，抑制土壤微生物活性，从而降低了土壤净氮矿化速率［47］。本研究中，6年不同比例的有机氮与无机氮配施试验没有对净氮矿化速率产生显著影响，各土层及各处理之间也很难得出一致的变化规律，后续还需进行更长期定位和深入的研究。

4 结论

不同比例有机/无机氮添加对草原土壤全氮含量没有产生显著影响，但显著改变了土壤氮素不同组分的分配和生物有效性。草原土壤氮素形态及潜在矿化因氮素添加形式的不同而产生差异，N4（IN∶ON＝3∶7）混合氮肥处理显著提高了0～20 cm土层土壤硝态氮和矿质态氮含量，N5（IN∶ON＝0∶10）施肥处理对土壤硝化速率的促进作用及氨化速率抑制作用较其他氮素处理更加强烈。随着未来大气有机氮沉降比例的增加，草原土壤氮素矿化活动将变得更加活跃，土壤铵态氮有向硝态氮转化的趋势。通过对土壤不同组分中氮素相对含量及占比的分析，研究发现，稳定的矿物结合态有机氮在氮添加处理下逐渐转变为活跃的颗粒态有机氮，纯无机氮添加对土壤各组分氮素相对含量的提升作用优于其他处理，这表明大气氮沉降促进了草原土壤氮素周转，破坏了土壤氮素的稳定性，无机氮沉降有助于提升土壤不同组分中的氮素相对含量。