由人类活动引发的大气氮沉降增加不仅提高了陆地生态系统生产力, 同时对生态系统的结构和功能产生了深刻影响。全球氮沉降量由1995年的156 Tg·a-1增长到2005年的187 Tg·a-1, 氮沉降量的变化是巨大的(Galloway et al., 2008)。自然界土壤中的氮库主要由有机氮和无机氮组成, 无机氮主要包括铵态氮和硝态氮, 土壤中的氮大部分是以有机氮的形式存在, 除了苔原、高寒草甸等生态系统的非菌根维管植物嗜好吸收和利用有机氮, 多为游离的氨基酸(王文颖等, 2014), 大部分生态系统中的有机氮不能被植物直接吸收利用, 需要在土壤微生物的作用下转化为无机氮后方可被利用, 这一过程被称为氮矿化作用; 净氮矿化潜力和净硝化潜力是指在单位时间内土壤微生物在最适水分和温度条件下将有机氮分别转化为铵态氮和硝态氮的净增加量(杨浩等, 2017)。净氮矿化潜力和净硝化潜力是表征土壤氮养分供给能力和评价氮循环过程的重要指标。
陆地生态系统的结构与功能和氮沉降之间的反馈机制, 是当前陆地生态系统氮循环研究的重点之一(吕超群等, 2007)。外源氮输入可以缓解陆地生态系统氮匮乏的现状(Zhang et al., 2015), 但是当氮累积达到一定量时, 会出现氮饱和效应, 生态系统会由氮限制转为其他养分限制, 如磷限制(Arens et al., 2008)。另外长期的氮沉降会使得土壤酸化(Zhang et al., 2014), 影响土壤微生物群落的结构和功能, 进一步影响生态系统的可持续和健康发展。
目前氮沉降对土壤氮矿化作用和硝化作用的影响研究较多, 但不同的生态系统在添加不同水平和形态的氮时表现出不同的响应, 例如有研究发现氮添加显著改变了内蒙古羊草草原围封样地土壤的累积氮矿化量, 最高的硝酸铵添加量(80 g·m-2·a-1)对应于最低的累积氮矿化量, 而最低量的硝酸铵添加(5 g·m-2·a-1)使得累积氮矿化量达到最高(张璐等, 2009); 而在科尔沁沙地东南部沙质草地的氮添加(20 g·m-2·a-1)显著提高了生长季土壤铵态氮、硝态氮、矿质氮的含量以及净氮矿化速率与硝化速率(于占源等, 2007); 高氮添加对内蒙古温带典型草原草地土壤氮转化有明显影响, 其中25 g·m‒2·a‒1氮添加对净硝化速率、氨化速率及矿化速率都有显著的促进作用(罗亲普等, 2016); 但也有研究表明不同的氮添加量(0、10、20 kg·hm-2·a-1)对土壤氮矿化量的影响没有显著差异(Liu et al., 2015)。同时不同氮添加年限也会产生不同的结果, 在(NH4)2SO4、NH4Cl和KNO3这3种氮形态添加处理下, 第一年对内蒙古典型草原土壤净氮矿化速率和净硝化速率没有显著影响, 但是第二年显著降低了土壤净氮矿化速率和净硝化速率(Liu et al., 2015)。所以, 目前对不同形态、不同水平的氮添加如何影响氮循环还没有定论。
草原生态系统占陆地生态系统面积的40%, 是陆地生态系统的重要组成部分, 其生产力受到氮可利用性的限制, 因此在草原生态系统人工添加氮肥可在一定程度上缓解因氮缺乏导致的草地生产力低下的现状(Wardle & Ghani, 1995)。内蒙古草原自然氮沉降量约为1.81 g·m-2·a-1, 本试验的氮添加量是参考中国北方氮沉降量观测值以及相近的典型草原氮添加梯度试验确定的饱和响应量(Zhang et al., 2008b)。多数试验在模拟大气氮沉降时添加单一的氮源, 但是自然界中氮沉降是多种形态的氮同时存在的, 而且不同形态的氮其有效性是不一样的, 所以本试验设计了5种常用氮的6个添加剂量来模拟氮沉降对生态系统的影响, 包括尿素、碳酸氢铵、硝酸铵、硫酸铵、缓释尿素, 而高剂量氮添加, 例如20和50 g·m-2, 主要是用来研究草原生态系统对氮沉降响应的阈值, 此阈值的发现对草原生态系统的利用与保护具有重要意义。本研究选取了内蒙古额尔古纳草甸草原为研究对象, 通过野外取样和室内培养的方法, 测定土壤净氮矿化(硝化)潜力、土壤微生物呼吸、土壤微生物生物量以及土壤常规理化指标, 拟解决以下问题: 1)不同形态、不同水平氮添加如何影响土壤无机氮的累积量、净氮矿化潜力和净硝化潜力? 2)土壤微生物活性对不同形态、不同水平的氮添加是如何响应的?
1 材料和方法
1.1 研究区域概况
研究区域位于内蒙古额尔古纳森林草原过渡带生态系统研究站(50.18° N, 119.38° E), 年降水量为307.7 mm, 年平均气温为0.5 ℃, 属于寒温带大陆性气候。土壤为黑钙土, 羊草(Leymus chinensis)和狼针草(Stipa baicalensis)为该地优势种, 地带性植被为草甸草原。氮添加前样地表层土壤(0-10 cm)的pH值为6.79、总有机碳含量为30.88 g·kg-1、全氮含量为2.72 g·kg-1、全磷含量为0.57 g·kg-1、速效磷含量为0.82 mg·kg-1。
1.2 试验样地与采样方法
2013年8月在额尔古纳森林草原过渡带生态系统研究站选择地势平坦、植被种类及盖度均匀的草地设置不同形态氮化合物添加试验平台, 每个小区面积10 m × 10 m, 区组间间隔2 m, 区组内样方间间隔1 m, 共计样方240个。分别添加尿素(CO(NH2)2, AU)、碳酸氢铵(NH4HCO3, AC)、硝酸铵(NH4NO3, AN)、硫酸铵((NH4)2SO4, AS)、缓释尿素(AR) 5种氮肥, 添加的纯氮量分别为0 (N0)、2 (N2)、5 (N5)、10 (N10)、20 (N20)、50 (N50) g·m-2·a-1, 每个处理8个重复。试验添加氮化合物的方式是将氮化合物与细砂混合撒施, 每年在草原返青时撒施一次。2014年5月20日开始第一次氮添加, 将称好的氮化合物与经过焙烧的细砂混合(每个试验小区加细砂约500 g), 均匀地撒施到对应的试验小区内。细砂要先经过1 mm筛子去除明显的植物体和大石砾, 用清水不断地冲洗细砂, 然后放入锅内不断地翻炒, 以杀死细砂中带有的植物种子和微生物。在氮添加处理的第三年(2016年) 7月, 用直径3 cm的土钻在每个样方取5个点, 将5个点0-10 cm土壤样品混匀。将新鲜土壤样品带回实验室, 过2 mm土壤筛, 去除大的石砾和根系。取过筛的土壤样品(150 g)做风干处理测定相关指标, 剩余样品在4 ℃冰箱冷藏保存待用。
1.3 室内测定与培养
土壤含水量采用烘干法测定; 土壤pH值用pH计测定(土:水=1:2.5); 总有机碳、全磷、速效磷、全氮含量分别用重铬酸钾外加热氧化法、高氯酸-浓硫酸-钼锑抗比色法、碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法和全自动凯氏定氮仪测定(鲍士旦, 2000)。
土壤微生物生物量碳(MBC)、氮(MBN)采用氯仿熏蒸浸提法, 浸提液用N/C 3100 TOC/TN分析仪(Analytik Jena AG, Jena, Germany)测定其中的碳、氮含量, 土壤微生物生物量碳(氮)分别通过熏蒸和未熏蒸土壤浸提液中的碳(氮)含量差值计算得到(Wang et al., 2001)。
采用连续流动分析仪(FLAstar 5000 Analyzer, Foss Tecator, Hillerød, Denmark)分别测定土壤的铵态氮和硝态氮浓度, 25 ℃恒温恒湿培养一周后, 根据培养前后的铵态氮和硝态氮浓度差得到土壤净氮矿化速率和净硝化速率(王常慧等, 2004)。
通过土壤微生物室内培养测定土壤微生物呼吸, 具体方法如下: 先用环刀法测定土壤的田间持水量, 调节新鲜土壤含水量到田间持水量的60%左右, 称取调过土壤水分的样品20 g装入500 mL棕色培养瓶中, 用封口膜封口; 将培养瓶置于25 ℃恒温恒湿培养箱中培养24 h。在培养过程中, 用注射器抽取10 mL气体用气相色谱仪(Agilent 7890B, Agilent, California, USA)测定CO2浓度。
1.4 数据计算与统计方法
1.4.1 土壤净氮矿化速率的计算方法
土壤净硝化速率是通过培养后和培养前土壤NO3-浓度的差值除以培养时间来计算, 净氮矿化速率为单位时间内无机氮(NO3--N和NH4+-N)含量的变化, 土壤净氮矿化速率和净硝化速率都换算为单位干土质量(朱剑兴等, 2013)。
1.4.2 微生物呼吸熵(qCO2)的计算
qCO2 (mg·g-1·h-1) = MR ×培养天数/MBC/(培养天数 × 24 h) × 1000, 公式中MBC为每kg土壤所包含的微生物生物量碳的mg数, MR为每天每kg土壤微生物呼吸释放出的CO2的mg数(刘碧荣等, 2015)。
1.4.3 统计方法
采用SAS 9.2中双因素方差分析与Duncan法检验, 分析不同类型氮肥及氮添加量对土壤pH值、有机碳含量、全磷含量、速效磷含量、全氮含量、土壤微生物生物量碳和氮、净氮矿化速率潜力及土壤微生物呼吸速率影响的差异。利用Origin 9.0软件作图。统计结果的显著性水平定义为p = 0.05。
2 结果
2.1 不同形态、不同水平氮添加对土壤理化性质的影响
一定水平氮添加显著降低了土壤的pH值(p < 0.05; 图1; 表1), 提高了土壤的速效磷含量(p < 0.05; 图1; 表1), 但对土壤有机碳、土壤全氮、土壤全磷的含量没有显著影响(p > 0.05; 表1)。其中, N20和N50处理后, 土壤pH值分别降低了0.46和0.66, 且AS对土壤pH降低的作用最显著(p < 0.05), 而AC对土壤pH降低的作用最小(p < 0.05); 与对照和N2、N5、N10、N20处理相比, N50处理后分别提高了土壤速效磷含量的44.89%、43.27%、58.36%、69.8%、56.29%, 但N50处理时不同形态的氮之间土壤速效磷含量无显著差异(p > 0.05)。
图1
图1
氮添加形态和添加量对内蒙古草甸草原土壤理化性质的影响(平均值±标准偏差, n = 3)。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较, 不同小写字母表示处理间差异显著(p < 0.05)。
Fig. 1
Effects of nitrogen (N) addition forms and levels on soil physicochemical properties in the meadow steppe in Nei Mongol (mean ± SD, n = 3). Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
表1 不同形态、不同水平氮添加双因素对内蒙古草甸草原土壤理化性质的主效应及其交互效应的方差分析(p值)
Table 1
| pH | 速效磷含量 Available P content | 全磷含量 Total P content | 全氮含量 Total N content | 有机碳含量 Organic carbon content | |||||||||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | |
| 氮形态 N form (F) | 4 | 14.87 | <0.001 | 4 | 1.93 | 0.12 | 4 | 1.43 | 0.24 | 4 | 0.28 | 0.89 | 4 | 0.72 | 0.59 |
| 氮水平 N level (L) | 5 | 32.21 | <0.001 | 5 | 14.82 | <0.001 | 5 | 1.40 | 0.24 | 5 | 3.59 | 0.007 | 5 | 4.23 | 0.002 |
| F × L | 20 | 2.84 | 0.001 | 20 | 5.13 | <0.001 | 20 | 0.94 | 0.54 | 20 | 0.80 | 0.71 | 20 | 3.35 | <0.001 |
2.2 土壤微生物活性对不同形态、不同水平氮添加的响应
图2
图2
氮添加形态和添加量对内蒙古草甸草原土壤微生物碳(MBC)含量(A)、微生物氮(MBN)含量(B)和微生物碳氮比(MBC:MBN)(C)的影响(平均值±标准偏差, n = 3)。AU, 尿素(CO(NH2)2); AS, 硫酸铵((NH4)2SO4); AN, 硝酸铵(NH4NO3); AC, 碳酸氢铵(NH4HCO3); AR, 缓释尿素。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较, 不同小写字母表示处理间差异显著(p < 0.05)。
Fig. 2
Effects of nitrogen (N) addition forms and levels on soil microbial carbon (MBC) content (A), microbial nitrogen (MBN) content (B) and their ratio (MBC:MBN)(C)(means ± SD, n = 3). AU, CO(NH2)2; AS, (NH4)2SO4; AN, NH4NO3; AC, NH4HCO3; AR, slow-release urea. Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
表2 不同形态、不同水平氮添加双因素对内蒙古草甸草原土壤微生物活性的主效应及其交互效应的方差分析(p值)
Table 2
| MBC | MBN | MBC:MBN | MR | qCO2 | |||||||||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | |
| 氮形态 N form (F) | 4 | 34.24 | <0.001 | 4 | 0.85 | 0.50 | 4 | 16.09 | <0.001 | 4 | 1.33 | 0.27 | 4 | 4.27 | 0.004 |
| 氮水平 N level (L) | 5 | 52.82 | <0.001 | 5 | 14.50 | <0.001 | 5 | 34.98 | <0.001 | 5 | 8.68 | <0.001 | 5 | 7.43 | <0.001 |
| F × L | 20 | 20.17 | <0.001 | 20 | 3.95 | <0.001 | 20 | 8.24 | <0.001 | 20 | 1.54 | 0.10 | 20 | 3.15 | <0.001 |
不同形态、不同水平氮添加显著提高了土壤MBC含量(p < 0.05; 图2; 表2), N20、N50处理后的MBC含量显著高于对照和低水平的氮添加(p < 0.05), 比对照分别提高了668%、930%, 其中AS和AN这两种铵态氮肥提高土壤MBC含量的作用最显著(p < 0.05); N2、N5处理后显著提高了土壤MBN含量(p < 0.05; 图2), 比对照分别提高了47.36%、42.03%, N2处理后AS增加土壤MBN含量的作用最显著(p < 0.05), 但N5处理后各形态之间的土壤MBN含量无显著差异(p > 0.05); N20、N50处理后显著提高了土壤MBC:MBN (p < 0.05; 图2), 比对照分别提高了394.62%、960.75%, 氮添加显著改变了土壤微生物碳氮比, 促进土壤微生物利用土壤中的有机碳。
图3
图3
氮添加形态和数量对培养24 h期间内蒙古草甸草原土壤微生物呼吸的影响(平均值±标准偏差, n = 3)。AU, 尿素(CO(NH2)2); AS, 硫酸铵((NH4)2SO4); AN, 硝酸铵(NH4NO3); AC, 碳酸氢铵(NH4HCO3); AR, 缓释尿素。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较。不同小写字母表示处理之间差异显著(p < 0.05)。
Fig. 3
Effects of nitrogen (N) addition forms and levels on soil microbial respiration in the meadow steppe in Nei Mongol during 24 hours incubation (means ± SD, n = 3). AU, CO(NH2)2; AS, (NH4)2SO4; AN, NH4NO3; AC, NH4HCO3; AR, slow-release urea. Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
与对照相比, N10、N20、N50处理显著降低了qCO2 (p < 0.05; 表4), 分别降低了55.32%、72.04%、65.31%。其中, N20处理中AS、AN、AR对qCO2的影响比AU、AC更大(p < 0.05), 而N50处理中AU、AS、AN比AR对降低qCO2的影响更为明显(p < 0.05)。因此, 添加一定水平的AS、AN可以降低qCO2。
表4 氮添加形态和数量对内蒙古草甸草原土壤微生物呼吸熵的影响(平均值±标准偏差, n = 3)
Table 4
| 氮添加水平 N addition level (g·m-2) | AU | AS | AN | AC | AR |
|---|---|---|---|---|---|
| 0 | 1.58 ± 0.40b | 2.70 ± 0.33ab | 7.43 ± 4.31a | 1.72 ± 0.37b | 3.80 ± 3.48ab |
| 2 | 1.21 ± 2.11b | 1.79 ± 0.08c | 3.72 ± 1.06ab | 1.28 ± 0.43c | 4.87 ± 0.87a |
| 5 | 1.69 ± 0.30a | 2.93 ± 2.60a | 2.14 ± 1.01a | 2.65 ± 2.26a | 3.29 ± 1.24a |
| 10 | 1.26 ± 0.74ab | 0.58 ± 0.15b | 0.62 ± 0.47b | 1.71 ± 0.42ab | 3.53 ± 2.87a |
| 20 | 2.98 ± 0.51a | 0.26 ± 0.04c | 0.09 ± 0.03c | 0.94 ± 0.87b | 0.18 ± 0.15c |
| 50 | 0.16 ± 0.14b | 0.06 ± 0.04b | 0.13 ± 0.01b | 1.31 ± 0.57ab | 4.28 ± 3.91a |
AU, CO(NH2)2; AS, (NH4)2SO4; AN, NH4NO3; AC, NH4HCO3; AR, slow-release urea. Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
AU, 尿素(CO(NH2)2); AS, 硫酸铵((NH4)2SO4); AN, 硝酸铵(NH4NO3); AC, 碳酸氢铵(NH4HCO3); AR, 缓释尿素。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较。不同小写字母表示处理之间差异显著(p < 0.05)。
2.3 不同形态, 不同水平氮添加对土壤无机氮累积量和土壤净氮矿化/硝化潜力的影响
图4
图4
氮添加形态和数量对内蒙古草甸草原土壤硝态氮(A)、铵态氮(B)和总无机氮库(C)的影响(平均值±标准偏差, n = 3)。AU, 尿素(CO(NH2)2); AS, 硫酸铵((NH4)2SO4); AN, 硝酸铵(NH4NO3); AC, 碳酸氢铵(NH4HCO3); AR, 缓释尿素。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较。不同小写字母表示处理之间差异显著(p < 0.05)。
Fig. 4
Effects of nitrogen (N) addition forms and levels on soil nitrate (A), ammonium (B) and total inorganic N (C) pools in the meadow steppe in Nei Mongol (mean ± SD, n = 3). AU, CO(NH2)2; AS, (NH4)2SO4; AN, NH4NO3; AC, NH4HCO3; AR, slow-release urea. Aamm, accumulation of ammonium nitrogen; Anit, accumulation of nitrate nitrogen; Amin, accumulation of nitrogen mineralization. Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
表3 不同形态、不同水平氮添加双因素对内蒙古草甸草原土壤氮矿化的主效应及其交互效应的方差分析(p值)
Table 3
| Aamm | Anit | Amin | Rmin | Rnit | |||||||||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | d.f. | F | p | |
| 氮形态 N form (F) | 4 | 4.49 | 0.003 | 4 | 4.08 | 0.005 | 4 | 4.00 | 0.006 | 4 | 4.00 | 0.006 | 4 | 4.08 | 0.005 |
| 氮水平 N level (L) | 5 | 77.23 | <0.001 | 5 | 16.13 | <0.001 | 5 | 64.80 | <0.001 | 5 | 64.80 | <0.001 | 5 | 16.13 | <0.001 |
| F × L | 20 | 7.10 | <0.001 | 20 | 2.46 | 0.004 | 20 | 6.89 | <0.001 | 20 | 6.89 | <0.001 | 20 | 2.46 | 0.004 |
Aamm, accumulation of ammonium nitrogen; Anit, accumulation of nitrate nitrogen; Amin, accumulation of nitrogen mineralization; Rmin, net nitrogen mineralization rate; Rnit, net nitrification rate.
Aamm, 铵态氮累积量; Anit, 硝态氮累积量; Amin, 氮矿化累积量; Rmin, 净氮矿化速率; Rnit, 净硝化速率。
不同形态、不同水平氮添加显著影响土壤净硝化速率(Rnit)和净氮矿化速率(Rmin)(p < 0.05; 图5)。N20处理后, 土壤净氮矿化速率显著升高(p < 0.05), 比对照提高了433.72%, 且添加AN、AC对提高净矿化速率的作用更加显著(p < 0.05); N50处理后, 土壤净硝化速率显著升高(p < 0.05), 与对照相比提高了135.25%, 但是不同形态氮添加对土壤净硝化速率无显著影响(p > 0.05)。
图5
图5
氮添加形态和两对内蒙古草甸草原土壤净氮矿化(A)和净硝化速率(B)潜力的影响(平均值±标准偏差, n = 3)。AU, 尿素(CO(NH2)2); AS, 硫酸铵((NH4)2SO4); AN, 硝酸铵(NH4NO3); AC, 碳酸氢铵(NH4HCO3); AR, 缓释尿素。只进行同一氮添加量不同氮形态的多重比较。不同小写字母表示处理之间差异显著(p < 0.05)。
Fig. 5
Effects of nitrogen (N) addition on soil potential net N mineralization (Rmin)(A) and nitrification (Rnit)(B) rates in the meadow steppe in Nei Mongol (mean ± SD, n = 3). AU, CO(NH2)2; AS, (NH4)2SO4; AN, NH4NO3; AC, NH4HCO3; AR, slow-release urea. Comparison was performed with different N forms within the same N level. Different lowercase letters are significantly different (p < 0.05).
3 讨论
3.1 不同形态、不同水平氮添加影响土壤理化性质
我们的研究结果表明, 短期氮添加可立即引起土壤pH显著下降, 同时显著提高土壤速效磷含量。这一结果与在森林、农田、草原等生态系统中开展的大量研究结果一致, 即施加氮肥会造成土壤酸化。土壤速效磷含量在罗浮栲(Castanopsis fabri)和杉木(Cunninghamia lanceolate)林下随氮添加量的增加而增加(裴广延等, 2013), 在添加10 g·m-2硝酸铵和碳酸氢铵时全磷含量较其他水平、形态氮添加时下降最多, 但与未经氮添加处理的土壤相比无显著差异, 故不同形态、不同水平氮添加处理后并没有对土壤全磷的含量产生显著影响。长期单施化学氮肥将加速土壤碱性物质淋溶损失(Huang et al., 2010), 并进一步促进土壤硝化反应的发生, 铵根离子转变为硝酸根离子积累在土壤中(闵九康, 2010)。而土壤酸化是导致土壤质量下降的重要原因, 并进一步引起生态系统退化、生物多样性降低、养分流失等一系列生态问题(Wei et al., 2013)。
3.2 不同形态、不同水平氮添加影响土壤微生物活性
我们的研究结果表明每年添加20和50 g·m-2 硫酸铵和硝酸铵可显著提高土壤MBC含量和MBC:MBN, 而添加2 g·m-2硫酸铵、5 g·m-2氮可显著提高土壤MBN含量。MBC含量是表征土壤微生物活性的重要指标, 也是对环境因子变化响应较显著的指标(Bradley et al., 2006)。在不同时间尺度上, 短期和长期氮添加对土壤微生物活性和多样性的影响存在差异。研究发现, 短期氮添加可以显著增加我国西南部荒漠(Zhou et al., 2012)和草地土壤(Lovell & Hatch, 1998)的土壤微生物生物量, 但其他研究中也发现了不一致的结果, 例如在半干旱沙地草原的短期氮添加试验发现, 土壤微生物生物量在氮添加之后显著降低(Li et al., 2010); 而短期氮添加对荒漠土壤的微生物生物量没有影响(McCrackin et al., 2008)。而目前公认的结果是长期氮添加会引起土壤微生物生物量显著下降(何亚婷等, 2010), 因为长期氮添加降低了土壤pH值, 影响土壤微生物的活性。另外, 不同水平的氮添加对土壤微生物生物量的影响不同。在内蒙古半干旱温带草原中进行的氮添加试验发现, 每年16 g·m-2的氮添加处理后土壤微生物生物量最高, 而添加32和64 g·m-2两个高氮水平显著降低了土壤微生物生物量, 并得出16-32 g·m-2氮添加可以使得我国北方草地土壤微生物生物量达到最高的结论(Zhang et al., 2008a); 对美国德克萨斯州半干旱Quercus denlata生态系统的研究也发现, 每年添加5 g·m-2氮对微生物生物量无影响, 而添加50 g·m-2氮可显著提高微生物生物量(Zhang & Zak, 1998)。结合本试验结果可以看出, 低水平硫酸铵添加可促进土壤MBN含量的增加, 而高水平硫酸铵和硝酸铵这两种铵态氮肥的添加可促进土壤MBC含量的增加, 从而提高了MBC:MBN, 增加地上生产力的同时也增加了土壤中的有机质和有效氮含量, 减缓了植物和微生物之间的竞争(张彦东等, 2005)。
本研究还发现不同形态、不同水平氮添加后, 土壤微生物呼吸速率发生了改变, 每年添加2 g·m-2氮显著提高了微生物呼吸速率, 而添加20、50 g·m-2氮显著降低了微生物呼吸速率。氮添加对土壤微生物呼吸的影响因氮添加时间、添加水平、氮形态以及生态系统的不同而存在差异。研究发现, 短期氮添加可提高微生物生物量和土壤微生物代谢活性, 促进生态系统呼吸(宗宁等, 2013), 但长期氮添加会降低总的土壤呼吸和微生物呼吸(Bowden et al., 2004)。土壤CO2排放对外源性氮输入的响应不同可能与施氮引起的碳固定、分配以及土壤“氮饱和”程度有关(Bowden et al., 2004)。结合本试验结果, 发现低水平氮添加可以显著促进微生物呼吸速率的提高; 而高水平氮添加会造成土壤酸化, 抑制土壤微生物的活性和微生物呼吸的增加。
此外, 本研究还发现不同形态、不同水平的氮添加改变了土壤微生物呼吸熵, 较高水平(20、50 g·m-2)的氮添加显著降低了土壤微生物的呼吸速率和呼吸熵。土壤微生物的呼吸熵可表征土壤微生物对底物的利用效率(张崇邦等, 2003), 呼吸熵越低表明微生物的代谢活性就越高, 保证土壤有充足的活性有机质(周焱等, 2009), 有利于维持土壤的优良性状和可持续利用性(Vance et al., 1987)。由于较高水平的氮添加可以提高建造微生物细胞的碳比例, 降低微生物呼吸消耗的碳比例(吴东梅等, 2018), 故本试验中添加较高水平的氮后显著降低了土壤微生物的呼吸速率和呼吸熵, 提高了土壤MBC含量和MBC:MBN。
3.3 不同形态, 不同水平氮添加影响无机氮累积、净氮矿化和净硝化速率的潜力
本研究结果表明在添加20 g·m-2的氮时, 无机氮累积量和净氮矿化速率达到最大值, 而净硝化速率则随着氮添加的剂量增加而呈逐渐上升趋势, 造成这种结果的原因是在添加20 g·m-2左右的氮时, 土壤中铵态氮含量达到了最大值, 而硝态氮含量随着氮添加剂量的增加而增加, 在最大添加剂量(50 g·m-2)时达到最大值。张璐等(2009)的研究结果表明氮添加改变了土壤矿化氮的累积量。与本研究结果相比, 在半干旱灌木丛中开展的氮添加试验结果表明, 氮添加可以促进净氮矿化潜力, 但不影响土壤碳库(Vourlitis et al., 2007); 在加利福尼亚草地生态系统中的氮肥添加试验也证实, 施加氮肥可以显著提高土壤的氮含量(Sirulnik et al., 2007)。这些研究结果表明, 氮沉降可以显著提高土壤净氮矿化速率, 使得土壤中氮有效性大大提高, 从而增加植物和土壤中微生物可获得的氮量。但长期开展的氮肥添加试验结果却发现, 氮添加降低了土壤的净氮矿化速率(Aber & Magill, 2004)。因此, 建议可以把20 g·m-2左右的氮添加量作为一个短期提高草地生产力的参考值, 使土壤中无机氮利用效率达到最高。但长远来看, 这个施氮量是否有利于生态系统的健康发展, 还需要进行长期深入的研究。
4 结论
通过研究不同形态、不同水平氮添加对内蒙古草甸草原生态系统土壤理化性质、土壤微生物活性和土壤净氮矿化速率潜力的早期影响, 我们得出以下主要结论: 不同水平和不同形态氮添加时, 随着添加量的增加, 土壤pH值显著下降, 添加不同形态和水平的氮可以显著提高土壤中速效磷的含量; 不同形态、不同水平氮添加对土壤微生物活性产生不同影响, 添加一定水平的铵态氮肥(硝酸铵、硫酸铵)可以显著提高微生物的活性, 使其充分利用土壤底物。不同水平氮添加显著提高了土壤无机氮累积量和土壤净硝化速率以及净氮矿化速率的潜力。
责任编委: 冯兆忠 责任编辑: 李 敏
致谢
感谢植被与环境变化国家重点实验室研究群项目“土壤碳氮周转的分子调控机制”和东北师范大学植被生态科学教育部重点实验室基金的资助。
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