陸姣云，張鶴山，田宏，熊軍波，劉洋

（動物胚胎工程及分子育種湖北省重點實驗室，湖北省農(nóng)業(yè)科學院畜牧獸醫(yī)研究所，湖北 武漢 430064）

氮（nitrogen，N）是生態(tài)系統(tǒng)中重要的營養(yǎng)元素，為生命體生長提供必不可少的物質(zhì)和能量［1］。人類活動不斷增加大氣中的氮含量，并通過大氣氮沉降輸入到陸地生態(tài)系統(tǒng)，對全球生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了重大影響［2?5］。在20 世紀，大氣氮沉降使得陸地生態(tài)系統(tǒng)氮素增加了3～5 倍，當前全球大部分地區(qū)的平均氮沉降速率已大于10 kg·hm?2·yr?1［6］，且據(jù)有關研究顯示預計到21 世紀末全球氮沉降還將增加到現(xiàn)在的2.5 倍［2，7］。歐洲和北美地區(qū)的氮沉降在1980年左右達到峰值，平均氮沉降量為20～50 kg·hm?2·yr?1，其中歐洲西北部和中部及北美東北部的氮沉降量高達115 kg·hm?2·yr?1［8］。有研究發(fā)現(xiàn)，美國大湖區(qū)上游的糖槭（Acer saccharum）優(yōu)勢森林大氣氮沉降速率為7～12 kg·hm?2·yr?1［9］。我國是全球第三大氮沉降區(qū)，到2000年平均氮沉降量達21.1 kg·hm?2·yr?1，部分地區(qū)達到了63.5 kg·hm?2·yr?1，極大地干預了陸地生態(tài)系統(tǒng)中氮素的重新分配［10?11］。近年來，也有學者研究發(fā)現(xiàn)我國大氣氮沉降已停止增加，但較高水平的氮沉降量依然需要高度關注［12］。生態(tài)系統(tǒng)不斷增加的氮輸入改變了全球氮循環(huán)，并因此成為全球變化的關鍵驅動因素。氮循環(huán)作為陸地生態(tài)系統(tǒng)最基本的物質(zhì)循環(huán)過程，對全球變化及人為活動存在敏感的響應。國際環(huán)境問題科學委員會（Scientific Committee on Problems of the Environment，SCOPE），國際地圈生物圈計劃（International Geosphere Biosphere Program，IGBP）和政府間氣候變化委員會（Intergovernmental Panel on Climate Change，IPCC）等均把氮素循環(huán)相關的項目列為主要研究內(nèi)容［13］。在土壤環(huán)境中，氮素循環(huán)過程主要包括硝化作用、反硝化作用、固氮作用等［14?15］。大氣氮沉降的加劇會引起生態(tài)系統(tǒng)氮輸入的增加及土壤環(huán)境的改變，并對生態(tài)系統(tǒng)中土壤、植物及土壤微生物等產(chǎn)生顯著影響［5，16］，從而引起生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力和穩(wěn)定性的變化。氮沉降直接提高了土壤中礦質(zhì)氮含量和微生物活性，促進了微生物的氮礦化過程，增加了土壤中的養(yǎng)分含量，為植物生長提供了更多的氮素，緩解了生態(tài)系統(tǒng)中植物和微生物對氮素的競爭，從而增加生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力［17?19］。但是，土壤中氮輸入的持續(xù)增加，導致土壤微生物產(chǎn)生的腐殖質(zhì)分解酶的量減少，微生物活性受到影響，土壤氮礦化作用減弱［20］；同時，當生態(tài)系統(tǒng)達到氮飽和后，多余的無機氮會發(fā)生硝化和反硝化作用，增加了氮素流失風險［21?22］。另外，氮沉降引起的土壤酸化改變了土壤中的堿基陽離子組成，導致植物的群落組成發(fā)生改變［23］；同時，氮輸入的增加提高了土壤中活性氮化合物的積累，引起群落中喜氮物種的快速生長［24］，進而影響群落結構和生產(chǎn)力。綜合來看，氮沉降的增加會改變土壤的環(huán)境條件（如有效氮含量、土壤酸堿性、堿基陽離子組成等），從而直接影響微生物的種類和活性，改變土壤中元素的周轉和輸出，影響植物的生長和生產(chǎn)，進而影響生態(tài)系統(tǒng)中養(yǎng)分的循環(huán)過程［25?28］。因此，在氮沉降背景下，深入了解土壤氮素循環(huán)過程，對提高植物環(huán)境適應性具有重要的理論和實踐意義。

草地是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，約占全球陸地總面積的46%左右（其中天然草地30%左右，疏林草地16%左右）［29］。我國草地面積約3.9×108hm2，占國土面積的40%，是最大的陸地生態(tài)系統(tǒng)［30?31］。隨著畜牧業(yè)的不斷發(fā)展，人類過度的利用草地導致其面積銳減，草地資源損失嚴重［32］。近年來，隨著人們活動的增加，以及對草地保護意識不強，過度的開墾和放牧等造成養(yǎng)分失衡，嚴重限制了草地的生產(chǎn)和發(fā)展［33］。氮作為草地生態(tài)系統(tǒng)中最重要的限制性環(huán)境因子之一，在土壤中的有效含量對草地生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)、能量流動及功能和服務有重要影響［34］。氮沉降的顯著增加，導致草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮循環(huán)過程發(fā)生改變［35?36］。但是，大氣中豐富的氮素大部分以植物不可利用的形式存在，只有通過土壤氮循環(huán)過程才會轉化為易被植物吸收利用的氮素形態(tài)（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮等），因此，開展土壤氮循環(huán)過程的研究，對提高草地生產(chǎn)力，合理開發(fā)與利用草地資源，改善草地生態(tài)系統(tǒng)等具有十分重要的意義［31，37］。

本研究通過對氮沉降背景下的草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮循環(huán)過程進行綜述，分析目前國內(nèi)外的研究進展并指出問題，分別從生物固氮、硝化作用、反硝化作用、有機氮礦化等（圖1）方面進行綜述，提出未來研究展望，促進草地養(yǎng)分循環(huán)理論的發(fā)展。本研究不僅在探討氮沉降對草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮循環(huán)過程的影響有重要意義，也可為實現(xiàn)草地資源的合理利用和可持續(xù)發(fā)展提供科學依據(jù)。

圖1 土壤中氮循環(huán)主要過程Fig.1 N cycling process in soil

1 草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮循環(huán)過程

世界范圍內(nèi)人工氮肥的生產(chǎn)和工業(yè)用途大大加速了氮的循環(huán)［13］。在草地生態(tài)系統(tǒng)中可以被植物吸收的氮素主要通過土壤的氮循環(huán)相關過程所產(chǎn)生（圖1）。首先，土壤微生物通過生物固氮作用將大氣中不能被植物直接利用的含氮氣體還原為氨。生物固氮主要包括共生固氮和非共生固氮，共生固氮是共生固氮微生物侵入到植物根部，在根內(nèi)將大氣中的氮素轉化為氨后直接提供給植物；非共生固氮是自生固氮微生物在土壤中將氮氣還原為氨后供植物利用或進行下一步反應。外源氮素主要以有機氮或無機氮的形式被輸入到土壤中，而有機氮不能被植物直接吸收利用，必須先通過礦化作用將有機態(tài)氮素化合物轉化為無機態(tài)氮素化合物。礦化作用主要包含氨基化和氨化兩個階段，氨基化過程是將復雜的有機含氮化合物分解為簡單的氨基化合物，氨化過程是將氨基化作用產(chǎn)生的簡單有機態(tài)氨基化合物經(jīng)微生物轉化成氨的過程。礦化作用和生物固氮產(chǎn)生的氨大部分與無機或有機酸結合生成銨鹽，并與外源添加的銨鹽一起被植物直接吸收利用，或通過硝化作用轉化為硝酸鹽。硝化作用首先將銨鹽中的NH4+通過亞硝酸細菌氧化為NO2?，然后將NO2?通過硝酸細菌氧化為NO3?。硝化作用產(chǎn)生的亞硝酸鹽和硝酸鹽能夠被植物直接利用，但是，當土壤中氧氣供應不足時，土壤氮素發(fā)生反硝化作用，即微生物將土壤中的活性氮轉化成分子氮（不同形態(tài)的含氮氣體）后，釋放到大氣中，轉化為不能被植物直接利用的氮源流失。另外，由于降水等因素，土壤中多余的氮素也易發(fā)生淋溶和徑流，造成資源浪費?？偠灾寥乐械牡h(huán)過程是由微生物介導的一系列復雜過程，不同形態(tài)、價態(tài)氮化合物的轉化分別由相應的功能微生物驅動完成，微生物的種類和數(shù)量是限制土壤氮素轉化的直接影響因素［1，16］。

2 生物固氮

2.1 氮沉降對共生固氮菌生物固氮過程的影響

生物固氮是土壤氮素的第二大來源，其投入土壤中的氮僅次于礦質(zhì)態(tài)氮，是全球氮素輸入量的16%［38］。生物固氮是大氣氮進入生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的主要途徑之一［39］，它是維持草地氮素平衡的一個重要因素，是發(fā)展草地生產(chǎn)力的長久之計［33］。豆科植物?根瘤菌共生固氮體系是生物固氮中最強的固氮體系，每年固氮量占生物固氮總量的65%［40］。土壤中無機氮（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮）含量是影響豆科植物共生固氮的重要因素［41］（表1）。土壤中硝態(tài)氮增加會使根瘤侵染區(qū)細胞O2含量降低，固氮所需供氧不足，導致根瘤呼吸速率及固氮酶活性下降［42］。施用硝態(tài)氮不僅會降低根瘤數(shù)和根瘤干重，還會影響根瘤的正常結構并抑制根瘤菌對豆科植物的侵染［43］。同樣地，土壤銨態(tài)氮的增加，會影響三磷酸腺苷（adenosine triphosphate，ATP）的產(chǎn)生和利用效率，造成固氮所需能量不足，固氮酶活性受到影響［44?45］。也有研究指出，在0～2 mmol·L?1外源氮添加下大豆（Glycine max）的固氮百分率顯著提高，但隨著外源氮的增加，大豆生物固氮能力受到抑制［46］。不同氮素形態(tài)對植物固氮能力的影響存在差異。添加10 mg·kg?1銨態(tài)氮后田菁（Sesbania cannabina）固氮作用受到抑制，而等量硝態(tài)氮卻促進了其固氮作用，到含量更高時才產(chǎn)生抑制［47］。這主要是因為銨態(tài)氮通過直接影響固氮酶活性或限制固氮酶的合成來抑制固氮，而硝酸還原酶和固氮酶都具有含鉬輔因素，可能鉬的存在消除了低濃度的硝酸鹽對固氮酶的抑制，提高了根瘤固氮，而高濃度的硝酸鹽造成硝酸還原酶與固氮酶對鉬的競爭，固氮酶活性受到抑制，固氮作用下降［45］。在不同生長階段豆科植物固氮能力也存在差異。王丹英等［48］的研究指出，在生長初期適量施氮肥會增加植物的固氮能力，但在開花期和結莢期土壤速效氮含量與固氮率顯著負相關，過量施肥易導致減產(chǎn)。建植初期或刈割后的紫花苜蓿（Medicago sativa）草地固氮能力較弱，增施氮肥利于增產(chǎn)，而對于生長2年以上的苜蓿草地，增施氮肥會抑制根瘤菌活性［49?50］。因此，可以看出根瘤菌的生物固氮過程對氮沉降的響應受施氮量、氮素形態(tài)、植物生長時期以及土壤中無機氮含量等因素的調(diào)控。

表1 氮添加對土壤氮循環(huán)過程的影響Table 1 Effects of nitrogen addition on soil nitrogen cycling

2.2 氮沉降對自生固氮菌生物固氮過程的影響

對大多數(shù)陸地生態(tài)系統(tǒng)而言，尤其是缺乏共生固氮植物的生態(tài)系統(tǒng)，非共生固氮是一個關鍵的氮輸入途徑［51］。土壤非共生固氮的主要驅動因子是土壤中的自生固氮微生物，其過程與固氮菌群落豐度、組成和活性顯著相關［52］（表1）。生物固氮過程極度耗能，一般認為在無機氮豐富的環(huán)境中，固氮微生物缺乏競爭性，生長緩慢，表現(xiàn)為無機氮對固氮速率的抑制［53］。固氮微生物對土壤氮素的響應十分敏感，土壤中有效氮含量的增加，可能會降低植物對固氮微生物的依賴，抑制土壤固氮微生物的活性，導致土壤中固氮微生物的豐度下降［54?55］。通過氮添加對貝加爾針茅（Stipa baicalensis）草原土壤微生物影響的研究發(fā)現(xiàn)，氮素添加降低了固氮微生物的豐度和多樣性，而硝態(tài)氮是主要影響因子之一［56］。侯海軍等［57］指出，土壤速效氮含量與固氮微生物的群落結構和豐度負相關，氮肥添加抑制了固氮微生物的生長，導致土壤中固氮微生物的多樣性降低。但有研究表明，適量氮肥添加會提高土壤中有機碳含量以及固氮菌豐度，從而促進土壤固氮微生物的固氮功能［58］。也有研究指出，施用氮肥后固氮菌豐度和群落與對照差異不顯著［55，59］。一般地，固氮酶研究中的指示基因主要有nifD、nifK和nifH，其中nifH基因與生物固氮過程聯(lián)系緊密，被廣泛應用于研究固氮微生物［60］。有研究發(fā)現(xiàn)，土壤中高濃度的無機氮可能會抑制固氮菌活性和nifH基因的表達，從而降低土壤中微生物的固氮作用［61?62］。劉樸方［63］研究表明，nifH基因的豐度隨施氮量的增加而降低。在放牧林地和受管理的生態(tài)系統(tǒng)中，較高的土壤氮濃度與nifH基因豐度呈負相關關系［51，64］。然而，通過施硝酸銨模擬氮沉降的研究表明，內(nèi)蒙古貝加爾針茅草原固氮微生物nifH基因豐度隨施氮量的增加而表現(xiàn)出先升高后降低的趨勢［65］。在土壤硝酸鹽水平較高時，nifH基因豐度提高［66］。Wakelin 等［67］研究表明氮肥添加對含nifH細菌的豐度無顯著影響。研究結果的不一致主要是由于施肥后土壤產(chǎn)生多種次生效果，氮肥添加引起土壤中有效氮、碳、pH 等發(fā)生改變，以及植物類型和生境等因素的不同均會導致施氮對土壤固氮微生物活性和群落結構產(chǎn)生不同影響［68］。同時，非共生固氮過程更易受環(huán)境條件的影響，施氮對非共生固氮微生物的影響及調(diào)控機制尚不明確［69］。通過定量分析，明確氮沉降對不同土壤類型或牧草的非共生固氮微生物的調(diào)控原理，對草地生態(tài)系統(tǒng)優(yōu)化施肥，發(fā)揮非共生固氮微生物的固氮潛力，提高生產(chǎn)力提供科學指導。

3 硝化作用

3.1 土壤硝化過程對氮沉降的響應

土壤硝化作用是連接固氮作用和反硝化作用的重要環(huán)節(jié)，在生態(tài)系統(tǒng)的氮素轉化中具有重要作用，該過程會產(chǎn)生影響土壤凈初級生產(chǎn)力的硝酸鹽［60，70］。氮沉降通過硝化作用提高了土壤中的無機氮含量，導致生態(tài)系統(tǒng)嚴重富營養(yǎng)化［71］，因此研究者們更加關注氮沉降對土壤硝化作用的影響（表1）。全球范圍內(nèi)的meta 分析表明，氮添加促進了土壤的硝化作用，使土壤中NO3?濃度顯著升高429%［72］。羅親普等［73］研究表明，高氮處理會促進內(nèi)蒙古溫帶典型草原中土壤的凈硝化速率。呂玉等［74］在一定范圍內(nèi)的施氮研究表明，隨著施氮量增加，土壤硝化勢和硝化速率先增加，但在高氮處理下降低。因此，氮沉降會增加土壤中的氮輸入，但土壤中氮素本底值的不同，會造成土壤硝化過程對氮沉降的響應存在差異，需因地制宜地開展更為精準地研究。

3.2 氮沉降對硝化微生物的作用

氨氧化微生物是土壤硝化作用的主要限速因子，包括氨氧化細菌（ammonia oxidizing bacteria，AOB）和氨氧化古菌（ammonia-oxidizing archaea，AOA），受氨單加氧酶基因（amoA）的控制［75］。在一系列土壤微生態(tài)系統(tǒng)中，AOB 對氮肥的添加有積極的響應，而AOA 豐度則保持穩(wěn)定甚至降低［76?78］。在添加尿素對人工牧草地影響的研究中發(fā)現(xiàn)，AOB 在各施氮水平下均富集生長［79］。Shen 等［80］通過研究氮添加對內(nèi)蒙古半干旱草地的影響發(fā)現(xiàn)，長期施氮對AOB 豐度和組成有顯著影響，而AOA 豐度無顯著變化。在地中海氣候區(qū)的草地生態(tài)系統(tǒng)中，氮沉降顯著增加了AOB 和AOA 的豐度，且對AOB 的影響大于對AOA 的影響［81］。通過對內(nèi)蒙古典型溫帶草原三葉草（Trifolium repens）的施氮研究發(fā)現(xiàn)，AOA 和AOB 有明顯的生理特征和生態(tài)位，AOB 對氮的敏感性高于AOA，土壤硝化潛勢和AOB-amoA基因顯著正相關而與AOA-amoA基因負相關，說明氮是AOB 豐度的重要驅動因素，氨氧化過程主要受AOB 的驅動［35］。但是，也有一些研究表明，AOA 在低肥力條件下更具有競爭優(yōu)勢。在pH 為4.5～7.5 的土壤中，氮沉降的加劇并未改變AOB 的豐度［79］，而在銨離子濃度較低的土壤及不利的環(huán)境中，AOA占主導地位，是自養(yǎng)型氨氧化的重要驅動因素［82?83］。這主要是因為AOB 可能更能適應中性或偏堿性的土壤，在偏酸性土壤中，AOA 對施肥的響應可能比AOB 敏感，AOA 特殊的生理特性使它們能夠在不適合AOB 的潛在生態(tài)位（低氨濃度）中生存，導致它們對氮肥的響應不同［35，82］；同時，AOB 是化能自養(yǎng)生物，對高濃度氨離子響應明顯，而AOA 是自養(yǎng)或混合養(yǎng)微生物，其對氨的親和力很高，生長所需的最低銨態(tài)氮濃度比AOB 所需的銨態(tài)氮濃度低近100 倍，AOA 不僅能將銨態(tài)氮氧化為羥銨態(tài)氮獲得自養(yǎng)生長的能量，也能夠同化土壤有機碳進行異養(yǎng)生長，因而更能適應寡營養(yǎng)的環(huán)境［84?86］。另外，王繼?。?4］研究表明，有機氮的投入對AOB 豐度無顯著影響，說明有機氮在土壤中要經(jīng)過礦化分解后才能被AOB 利用，這種緩慢的氮釋放過程導致植物和其他異養(yǎng)微生物與AOB之間對氮的競爭加劇，從而對AOB 豐度影響不顯著［87］。劉紅梅等［65］的研究也表明，低氮添加對AOB-amoA和AOA-amoA基因豐度無顯著影響，高氮添加顯著提高了AOB-amoA基因豐度，而AOA-amoA基因豐度降低。對氮限制條件下的黃土高原鹽堿草地的研究發(fā)現(xiàn)，氮肥添加顯著提高了微生物的氮轉化速率［88］。因此，土壤氨氧化微生物的組成和豐度受氮肥類型、施肥量、土壤肥力和土壤質(zhì)地的影響［89］，微生物硝化過程對氮沉降變化的響應尚不統(tǒng)一，要揭示AOA 和AOB 對各地土壤硝化作用的貢獻，還需進行更系統(tǒng)的研究。

4 反硝化作用

4.1 土壤反硝化過程對氮沉降的響應

反硝化作用是土壤中的硝酸鹽和亞硝酸鹽被還原為含氮氣體后從草地生態(tài)系統(tǒng)中流失的過程［33］，反硝化作用是氮循環(huán)的關鍵環(huán)節(jié)之一，是導致土壤氮向大氣流失的主要途徑之一［90］。土壤是N2O 排放的最大來源，每年向大氣中排放約6.0 t［91］。氮肥添加會提高土壤的反硝化作用，增加土壤中含氮氣體的排放，其中以直接施用氨氣造成的含氮氣體排放最高［84］（表1）。大氣氮沉降加速了土壤氮轉化過程，使得大氣中N2O 排放持續(xù)升高，過去30年全球大氣中的N2O 以每年（0.73±0.03）μg·L?1的速率在增長［92］。當向地球表面施入1 t 自然或者人為的活性氮后可產(chǎn)生10～50 kg 的N2O［93］。有機肥可能比無機肥更有利于反硝化酶活性的增加，以提高反硝化作用效率，使反硝化過程更加徹底［94?95］。在放牧草地施氮（純N）100 kg·hm?2后，N2O 的年排放量增加了0.5～3.9 kg·hm?2［96］。Mosiera 等［97］對撂荒25年的草原研究表明，氮添加增強了草地土壤N2O 的排放。在淹水條件下施氮肥會降低土壤中的硝態(tài)氮，可能是由于厭氧環(huán)境中土壤的反硝化速率加快造成的［98］。但也有研究表明，模擬氮沉降對草地N2O 的排放無顯著影響［99］。這可能是因為不同草地生態(tài)系統(tǒng)本底土壤氮含量不同，從而導致氮沉降增加后對N2O 排放的影響不同［100］。在20 世紀90年代起就有關于氮添加對反硝化作用影響的研究［101］，但目前僅有部分零散研究，且大多只關注農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)反硝化作用的特征，而針對環(huán)境因素對不同物種群落草地反硝化過程的影響卻知之甚少，也鮮見大規(guī)模或大的國際研究計劃。

4.2 氮沉降對反硝化功能基因的作用

反硝化過程是由眾多的微生物參與的，土壤既可以是含氮氣體最大的源，也是其最大的庫，這主要依賴于反硝化微生物的作用［84］。目前常用的反硝化功能基因包括硝酸還原酶（narG）、亞硝酸鹽還原酶（nirK和nirS）和氧化亞氮還原酶（nosZ）基因，其中亞硝酸鹽還原酶催化亞硝酸鹽還原為NO，是微生物驅動反硝化過程的關鍵步驟［65，90］（表1）。對中國北方溫帶草地的研究發(fā)現(xiàn)，高頻率的氮沉降模擬下的nirS和nosZ基因豐度顯著高于低頻率氮沉降［78］。連續(xù)6年氮肥添加后，nirK相對豐度在低氮處理下顯著增加，但在高氮處理下顯著降低，表明高氮會抑制nirK豐度［65，78］。增施氮肥會增加反硝化細菌nirS、nirK和nosZ基因的拷貝數(shù)［102］。氮沉降增加了地中海氣候區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)中土壤的nirK和nirS，且對nirK基因豐度的影響更大［81］。Xie 等［103］研究認為土壤硝酸鹽含量是驅動青藏高原草甸反硝化功能基因nirK豐度的重要因素，但也有不一致的研究結果。施用硫酸銨50年后，土壤反硝化功能基因narG、nirK、nirS和nosZ豐度降低，從而指出影響反硝化活性的是反硝化微生物的豐度，而不是群落組分［104］。高氮添加顯著降低了反硝化微生物nirK基因的豐度，提高了土壤硝酸鹽的積累［65］。施氮對反硝化微生物群落的影響并不顯著［105］，而顯著降低或不改變反硝化細菌的相關基因拷貝數(shù)［90］。主要是由于細菌、古菌、真菌和放線菌等多種微生物共同參與了反硝化過程，且多數(shù)微生物同時含有多種功能基因，使得對反硝化微生物的研究比較困難，同時環(huán)境因子對不同反硝化功能基因微生物種群的影響存在差異，因此，需深入研究不同氮添加水平對不同類型的反硝化基因微生物的影響。

5 有機氮礦化

全球大部分土壤仍表現(xiàn)為氮限制，氮主要以不能被植物直接吸收的有機態(tài)存在（95%以上），只能在微生物的作用下通過有機氮的礦化轉化為無機氮［15，106］。土壤中大部分細菌、真菌和放線菌均能分解有機含氮化合物。不同環(huán)境條件下，有機氮礦化對氮添加響應不同［107?108］（表1）。總體而言，氮沉降通過降低土壤C∶N、促進土壤微生物的活動，增強了微生物對氮的固持，進而增強土壤中有機氮的礦化，增加土壤中無機氮的積累［72，109?111］。土壤氨化速率和凈氮礦化速率是土壤有機氮礦化過程的重要指示指標，對氮添加的響應存在差異。氮添加顯著提高沙質(zhì)草地生態(tài)系統(tǒng)土壤凈氮礦化速率［112］。羅親普等［73］對內(nèi)蒙古溫帶草原的研究表明，氮添加能夠促進氨化速率。劉碧榮［111］研究發(fā)現(xiàn)，高氮添加顯著提高了內(nèi)蒙古錫林郭勒典型草地的土壤總氨化速率。在遼西北草地群落對氮添加響應的研究中，氮添加顯著提高了冰草（Agropyron cristatum）群落和假葦拂子茅（Calamagrostis pseudophragmites）群落中土壤有機氮的氨化速率，且隨著氮添加量的增大其貢獻率越大，表明氮添加對土壤有機氮的礦化過程起到了明顯的激發(fā)作用［113］。然而，對內(nèi)蒙古羊草（Leymus chinensis）草原的施氮研究表明，低氮添加促進了土壤氮礦化量，高氮添加抑制了土壤礦化作用［114］。劉碧榮［111］研究發(fā)現(xiàn)，高氮添加對多倫縣棄耕草地氨化作用影響不顯著。劉紅梅等［115］在內(nèi)蒙古貝加爾針茅草原的研究表明，氮添加抑制了土壤凈氨化速率。程苗苗［116］對北方農(nóng)牧交錯帶草地生態(tài)系統(tǒng)的研究表明，氮添加降低了土壤氨化速率。同時，也有研究表明氮添加對鹽堿化草地土壤的凈氮礦化速率影響并不顯著［36］。主要原因有：一是不同類型的草地土壤理化性質(zhì)存在差異，因而氮沉降對土壤氮礦化作用的影響也存在差異，同時不同的植被類型對不同形態(tài)氮素的利用能力也有差異［35，117］；二是土壤對氮的吸收存在飽和效應，在達到飽和前土壤氮的礦化作用隨氮輸入量的增加而增加，達到飽和后土壤氮礦化作用下降［118］；三是氮添加對土壤氮礦化作用具有時間效應，添加的氮素在短時間內(nèi)會與土壤中有機質(zhì)結合，加速有機質(zhì)的分解和養(yǎng)分釋放，較高的無機氮添加促進了植物的生長及對氮的吸收；但隨著時間推移，植物與微生物對土壤氮素的競爭加劇，土壤凈氮礦化速率由前期的不斷升高逐漸開始下降，直至接近或低于對照，導致土壤中的銨態(tài)氮含量降低［101，116，118］。因此，因地制宜地研究時間序列下氮沉降對不同類型草地土壤有機氮礦化的影響，才能更加全面、準確、科學地評價土壤礦化作用對氮沉降的響應規(guī)律。同時，礦化過程和硝化過程是微生物參與氮轉化的重要環(huán)節(jié)，微生物的礦化作用為硝化作用提供了底物［111］，在研究氮沉降對土壤氮轉化過程的影響時，應該將礦化過程和硝化作用統(tǒng)一起來進行分析。

6 總結和展望

土壤微生物對土壤氮循環(huán)過程起著至關重要的調(diào)節(jié)作用。氮沉降的增加將改變土壤中微生物的多樣性和生態(tài)系統(tǒng)的功能，改變土壤中氮素轉化速率，導致氮循環(huán)過程發(fā)生變化。但是施氮的時間、數(shù)量、類型及生態(tài)系統(tǒng)類型極大程度地決定著微生物對氮沉降的響應，應加強對氮控制條件下土壤微生物變化的研究，深入了解其調(diào)控機制，從而提高植物的適應性和生產(chǎn)性能。

大氣氮沉降的加劇引起草地土壤氮素儲量及速效氮含量增大，但達到植物和土壤微生物所需的閾值后，土壤表現(xiàn)出氮飽和，土壤中的氮以硝酸鹽（NO3?）形式被淋溶或以氣態(tài)氮（NO、NH3、N2、N2O）形式從土壤中流失。因此，在未來的研究中應加強對我國不同營養(yǎng)水平草地的氮飽和閾值方面的研究，從而防止草地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)功能退化，更深入的研究可以使土壤實現(xiàn)N2O 源庫的轉化。

盡管對氮循環(huán)的研究已經(jīng)超過一個世紀，但我國草地類型豐富，關于草地生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的研究仍有不足；加之土壤氮循環(huán)過程包含多個環(huán)節(jié)，每個環(huán)節(jié)都緊密聯(lián)系，相互影響，針對氮沉降對草地生態(tài)系統(tǒng)土壤氮循環(huán)的研究，應當統(tǒng)籌各個環(huán)節(jié)的協(xié)調(diào)作用。因此，對土壤氮循環(huán)的研究勢在必行，以發(fā)展有效利用氮素的草地生產(chǎn)系統(tǒng)，并減輕氮素損失對環(huán)境造成的威脅。