陳慶海，陶寶先*，商玉冰，占敏，李合印，李甘霖，李艷春

（1.聊城大學(xué)地理與環(huán)境學(xué)院，山東 聊城 252059；2.農(nóng)產(chǎn)品區(qū)域品牌基地土壤環(huán)境與污染防控聊城市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，山東 聊城 252059；3.莘縣國有林場(chǎng)管理服務(wù)中心，山東 聊城 252415）

人類活動(dòng)引起的大氣氮沉降持續(xù)增加，對(duì)全球碳循環(huán)產(chǎn)生了重大影響。我國成為繼歐洲、北美之后世界第三大氮沉降區(qū)[1]，年均氮沉降量從19 世紀(jì)80 年代的1.3 g·m-2增加到21 世紀(jì)初的2.1 g·m-2[2]，這極可能影響碳循環(huán)過程。目前，大多數(shù)研究側(cè)重探討氮沉降量與土壤有機(jī)碳（SOC）礦化的關(guān)系[3-5]，發(fā)現(xiàn)氮沉降通過改變土壤養(yǎng)分的有效性、土壤微生物群落結(jié)構(gòu)以及微生物量等影響森林生態(tài)系統(tǒng)SOC 儲(chǔ)量和穩(wěn)定性[6-8]，但關(guān)于氮沉降與SOC 礦化之間的關(guān)系仍不確定。有研究認(rèn)為氮沉降會(huì)提高土壤氮的有效性，增加土壤微生物活性和微生物量，從而促進(jìn)SOC 礦化[9]；也有研究認(rèn)為氮沉降導(dǎo)致的土壤酸化會(huì)降低土壤微生物量，抑制土壤酶活性和SOC 礦化[10-11]；甚至有研究發(fā)現(xiàn)，氮沉降對(duì)SOC礦化無影響[12]。

銨態(tài)氮和硝態(tài)氮是氮沉降的主要形式[13]，主要來自工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及化石燃料燃燒[14]，其中銨態(tài)氮占我國氮沉降總量的2/3 以上[15]。有研究指出，銨態(tài)氮和硝態(tài)氮具有相反的電荷，硝態(tài)氮在土壤中的遷移率大于銨態(tài)氮，它們可能對(duì)SOC 礦化產(chǎn)生不同的影響[16]。相較于硝態(tài)氮，微生物更傾向于吸收銨態(tài)氮，因?yàn)槲珍@態(tài)氮比硝態(tài)氮消耗更少的能量[8，17]，因此銨態(tài)氮輸入更易促進(jìn)SOC 礦化[10]。但也有研究表明，硝態(tài)氮相較于銨態(tài)氮更利于增加土壤微生物量，促進(jìn)SOC 礦化[18]。還有研究表明，硝態(tài)氮及銨態(tài)氮均可能對(duì)SOC礦化產(chǎn)生促進(jìn)、抑制作用或無顯著影響，且兩類氮素對(duì)SOC 礦化的影響存在顯著差異[10，17，19-21]。總之，目前研究多關(guān)注氮沉降量與SOC 礦化的關(guān)系[22]，而對(duì)不同形態(tài)氮素與SOC礦化的關(guān)系關(guān)注較少，且現(xiàn)有結(jié)論仍不統(tǒng)一。

增溫通常促進(jìn)SOC 礦化，由于土壤碳儲(chǔ)量較大，增溫導(dǎo)致土壤碳庫的細(xì)微變化極有可能對(duì)全球碳循環(huán)產(chǎn)生巨大影響[23]。實(shí)際上，全球變暖及氮沉降共同影響了SOC礦化，但目前大多數(shù)研究側(cè)重探討增溫或氮沉降對(duì)土壤碳排放或SOC礦化的單獨(dú)影響[9-12，17-21]，對(duì)兩者的交互作用研究仍不充分。早期的研究指出，氮輸入與增溫對(duì)SOC 礦化可能產(chǎn)生非加和效應(yīng)（Non-additive effect）[24-25]，但上述研究僅關(guān)注兩因素對(duì)SOC礦化的交互作用，未明確區(qū)分氮素形態(tài)與增溫的交互作用。由于不同形態(tài)氮素對(duì)SOC 礦化的影響不同[10，17，19-21]，它們與溫度對(duì)SOC 礦化的交互作用也可能存在差異。然而，增溫和不同形態(tài)氮沉降對(duì)SOC礦化的交互作用是正效應(yīng)（Synergistic effect）、負(fù)效應(yīng)（Antagonistic effect）還是加和效應(yīng)（Additive effect）？兩種形態(tài)氮素與增溫對(duì)SOC 礦化的交互作用是否一致？目前仍不確定。

SOC是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫，其碳儲(chǔ)量約為大氣的2 倍、植物的3 倍[26-27]。森林土壤中所儲(chǔ)存的碳占全球土壤碳庫的73%[28]。因此，森林生態(tài)系統(tǒng)SOC 的礦化將對(duì)全球碳循環(huán)產(chǎn)生重大影響[29]。全球溫帶森林總面積為6.66×108hm2，占世界森林總面積的16%[30]。溫帶森林是對(duì)全球變化最敏感的生態(tài)系統(tǒng)之一[31]，氮沉降引起的溫帶森林SOC 礦化變化可能會(huì)對(duì)全球碳循環(huán)產(chǎn)生重大影響。目前雖有較多研究探討氮沉降、溫度與森林土壤碳庫之間的關(guān)系，但多側(cè)重溫度、氮沉降對(duì)森林土壤碳庫的單獨(dú)影響[6，8-10，12，26，31]，關(guān)于氮沉降和溫度對(duì)溫帶人工楊樹林SOC 礦化交互作用的研究仍不充分。楊樹（Populus）是溫帶地區(qū)最重要的經(jīng)濟(jì)樹種之一，也是我國北方平原與沙區(qū)營造防護(hù)林和用材林的主要樹種[32-33]。本研究以魯西黃河故道沙區(qū)人工黑楊（Populus nigra）林為例，通過室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，研究如下科學(xué)問題：①氮素形態(tài)（即硝態(tài)氮和銨態(tài)氮）是否對(duì)SOC 礦化產(chǎn)生不同的影響？②溫度和不同形態(tài)氮輸入對(duì)SOC 礦化的交互作用類型是正效應(yīng)、負(fù)效應(yīng)還是加和效應(yīng)？以期明確氮沉降以及增溫對(duì)溫帶森林SOC礦化的交互作用，為我國“三區(qū)四帶”重大生態(tài)工程實(shí)施和“碳達(dá)峰”“碳中和”目標(biāo)實(shí)現(xiàn)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

黃河故道沙區(qū)遍及豫、魯、皖、蘇4 省，總面積約2.4×104km2[34]。研究區(qū)地處魯西黃河故道沙區(qū)，為暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年均氣溫13 ℃，年均降水量589.3 mm，年均日照時(shí)間2 658 h，年無霜期206 d[35]。該區(qū)土壤來自于歷史上黃河泛濫淤積的泥沙，pH 為7.5～8.0。歷史上魯西黃河故道沙區(qū)地貌主要為沙丘，20 世紀(jì)80 年代聯(lián)合國世界糧食計(jì)劃署以聊城市莘縣馬西林場(chǎng)（36°18'57″N，115°29'54″E）為基礎(chǔ)，推平沙丘營造治理風(fēng)沙的防護(hù)林（項(xiàng)目編號(hào)2606）。目前，馬西林場(chǎng)樹種主要以黑楊為主，行距7 m，株距3 m，林齡16 a。

1.2 樣品采集與測(cè)試

選擇3 塊典型黑楊林布設(shè)采樣區(qū)，每個(gè)采樣區(qū)（30 m×30 m）收集10 個(gè)表層土樣（0～10 cm）組成一個(gè)混合樣，并用環(huán)刀采集原狀土樣。手工挑出動(dòng)植物殘?bào)w和石頭等雜物后過2 mm 篩，一部分土樣4 ℃冷藏至培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，另一部分風(fēng)干、過0.15 mm 篩后測(cè)定土壤理化性質(zhì)。土壤容重及田間持水量采用環(huán)刀法測(cè)定；SOC用重鉻酸鉀-濃硫酸濕氧化法測(cè)定；土壤全氮用開氏法測(cè)定；土壤全磷用酸溶-鉬銻抗比色法測(cè)定；土壤經(jīng)KCl 浸提后，銨態(tài)氮采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定，硝態(tài)氮采用紫外分光光度法測(cè)定[36]。土壤β-葡萄糖苷酶活性采用硝基酚比色法測(cè)定，并作微調(diào)：培養(yǎng)結(jié)束后立即采集各處理的土樣測(cè)試酶活性[37]。經(jīng)測(cè)定，SOC、全氮、全磷含量分別為（5.27±0.25）、（0.48±0.01）、（0.51±0.02）g·kg-1，硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量分別為（24.47±2.62）、（2.81±0.07）mg·kg-1；土樣含水率為13%，土壤田間持水量為30%。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

設(shè)置10 、20、30 ℃3 個(gè)培養(yǎng)溫度，每個(gè)溫度條件下設(shè)置對(duì)照（不輸入氮）及銨態(tài)氮（NH4Cl）、硝態(tài)氮（NaNO3）輸入處理。華北地區(qū)年均大氣氮沉降速率為2.8 g·m-2[38]，且呈增加趨勢(shì)[39]，故每類氮輸入設(shè)置低硝和低銨（3.0 g·m-2）、高硝和高銨（9.0 g·m-2）兩個(gè)輸入水平，根據(jù)土壤容重將單位面積氮輸入量轉(zhuǎn)換成單位質(zhì)量土壤（干質(zhì)量，0～10 cm 深度）氮輸入量。每個(gè)處理設(shè)置3 個(gè)重復(fù)。稱100 g 土樣（干質(zhì)量）置于500 mL 培養(yǎng)瓶中，氮素以溶液形式加入，對(duì)照加入等體積去離子水，然后調(diào)節(jié)土壤含水率至60%田間持水量，稱質(zhì)量作為后期補(bǔ)水依據(jù)。將培養(yǎng)瓶分別置于10、20、30 ℃生化培養(yǎng)箱恒溫培養(yǎng)，第1、3、7、10、16、22、25、31 天采集瓶內(nèi)氣體樣品。取樣前將培養(yǎng)瓶通風(fēng)，用新鮮空氣替代瓶內(nèi)空氣，用帶三通的膠塞密閉24 h 后，用注射器抽取30 mL 瓶內(nèi)氣體，采用氣相色譜儀（Agilent 7890A，美國）測(cè)定CO2濃度。采樣后將膠塞的三通打開，既保持瓶內(nèi)空氣流通，又減緩瓶內(nèi)水分蒸發(fā)。每隔3～5 d 采用稱質(zhì)量的方法補(bǔ)水，保持恒定的土壤含水率。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，采集瓶內(nèi)土樣測(cè)試β-葡萄糖苷酶活性和硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

SOC礦化速率（Rs）和SOC礦化的溫度敏感性（Q10）計(jì)算[40]：

式中：Rs為SOC礦化速率，μg·kg-1·h-1；k和A為常數(shù)；T為培養(yǎng)溫度，即10、20、30 ℃。

氮輸入和溫度對(duì)SOC 礦化的交互作用采用如下公式計(jì)算[24]：

式中：CK30和CK10分別為對(duì)照處理在30 ℃和10 ℃時(shí)的SOC 累積礦化量，mg·kg-1；N10為10 ℃、氮輸入處理的SOC 累積礦化量，mg·kg-1；ΔT為增溫對(duì)SOC 礦化的單獨(dú)影響，mg·kg-1；ΔN為10 ℃時(shí)氮輸入對(duì)SOC 礦化的單獨(dú)影響，mg·kg-1；EV為氮輸入和增溫對(duì)SOC礦化交互作用的理論值，mg·kg-1。

30 ℃、氮輸入處理的SOC 累積礦化量（mg·kg-1）為上述兩因素對(duì)SOC 礦化交互作用的實(shí)測(cè)值。將EV與實(shí)測(cè)值進(jìn)行單因素方差分析，判定交互作用：EV與實(shí)測(cè)值無差異（P＞0.05），加和效應(yīng)；EV大于實(shí)測(cè)值（P＜0.05），負(fù)效應(yīng)；EV小于實(shí)測(cè)值（P＜0.05），正效應(yīng)。

硝化速率（Ns）計(jì)算如下：

式中：Ns為消化速率，μg·kg-1·h-1；N0、N31分別為第0天和第31天的土壤硝態(tài)氮含量，mg·kg-1；31為培養(yǎng)天數(shù)，d；24為每日24 h；1 000為單位轉(zhuǎn)換系數(shù)。

采用單因素方差分析（LSD 法）對(duì)比SOC 累積礦化量、Q10、土壤酶活性、硝態(tài)氮與銨態(tài)氮含量及硝化速率在各處理間的差異，采用三因素方差分析明確氮素形態(tài)、氮輸入量和溫度對(duì)SOC 累積礦化量的交互作用。利用SPSS 25.0 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)，采用Origin 2016軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

氮素形態(tài)和溫度對(duì)SOC 礦化有顯著的單獨(dú)及交互作用（表1，P＜0.001）。與對(duì)照相比，10 ℃、低水平硝態(tài)氮輸入對(duì)SOC礦化無影響，高水平硝態(tài)氮輸入前16 d 對(duì)SOC 礦化無影響，之后抑制SOC 礦化（圖1 和圖2，P＜0.05）。20、30 ℃條件下，低、高水平硝態(tài)氮輸入在培養(yǎng)初期對(duì)SOC 礦化無影響，之后抑制SOC 礦化，且添加量越大抑制作用越強(qiáng)（圖1 和圖2，P＜0.05）。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，硝態(tài)氮輸入的SOC 累積礦化量比對(duì)照降低4.1%～11.5%（10 ℃）、9.1%～29.3%（20 ℃）和8.6%～23.7%（30 ℃）。

表1 氮素形態(tài)、氮添加量與溫度對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的交互作用Table 1 Results of three-way ANOVAs on the effects of nitrogen form，nitrogen amount and temperature on SOC mineralization

10 ℃時(shí)，與對(duì)照相比，低、高水平銨態(tài)氮輸入使SOC 累積礦化量分別增加21.3%、11.8%（圖2，P＜0.05）。20 ℃時(shí)，低水平銨態(tài)氮輸入在前16 d 促進(jìn)SOC 礦化，之后抑制SOC 礦化，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)SOC 累積礦化量比對(duì)照降低10.8%（圖2，P＜0.05）；高水平銨態(tài)氮輸入的SOC累積礦化量比對(duì)照增加26.1%（圖2，P＜0.05），但從礦化速率可知，培養(yǎng)第25天后高水平銨態(tài)氮輸入抑制SOC 礦化（圖1，P＜0.05）。30 ℃時(shí)，低、高水平銨態(tài)氮輸入在實(shí)驗(yàn)初期均促進(jìn)SOC礦化，其后轉(zhuǎn)為抑制效應(yīng)，且添加量越大抑制作用越強(qiáng)；培養(yǎng)結(jié)束時(shí)SOC 累積礦化量比對(duì)照降低12.5%（低銨）、21.8%（高銨）（圖2，P＜0.05）。

圖1 氮輸入對(duì)土壤有機(jī)碳礦化速率的影響Figure 1 Effects of nitrogen addition on the rates of SOC mineralization

增溫促進(jìn)SOC 礦化。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，10 ℃到30 ℃增溫使SOC 累積礦化量分別增加403.9%（對(duì)照）、380.0%（低硝）、334.1%（高硝）、263.5%（低銨）和252.4%（高銨）（圖2，P＜0.05）。與對(duì)照相比，銨態(tài)氮輸入使Q10值降低11.6%（低銨）和14.5%（高銨），硝態(tài)氮輸入的Q10值與對(duì)照無顯著差異，但有降低趨勢(shì)（圖3）。氮輸入和增溫對(duì)SOC礦化的交互作用為負(fù)效應(yīng)，兩因素對(duì)SOC 礦化交互作用的實(shí)測(cè)值比理論值低7.9%（低硝）、21.9%（高硝）、16.1%（低銨）和23.6%（高銨）（圖4，P＜0.05）。

圖2 氮輸入對(duì)土壤有機(jī)碳累積礦化量的影響Figure 2 Effects of nitrogen addition on cumulative SOC mineralization

圖3 氮輸入對(duì)土壤有機(jī)碳礦化溫度敏感性的影響Figure 3 Effects of nitrogen addition on Q10 value of SOC mineralization

圖4 氮輸入與溫度對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的交互作用Figure 4 Combined effects of nitrogen addition and temperature on SOC mineralization

培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，10 ℃條件下，銨態(tài)氮輸入處理的銨態(tài)氮含量是對(duì)照的1.57 倍（低銨）和24.19 倍（高銨）。而20、30 ℃條件下，銨態(tài)氮輸入處理的銨態(tài)氮含量僅為對(duì)照的25.32%（低銨20 ℃）、26.05%（高銨20 ℃）、43.85%（低銨30 ℃）、69.29%（高銨30 ℃）（圖5，P＜0.05）。銨態(tài)氮輸入增加了硝態(tài)氮含量，且20、30 ℃條件下，銨態(tài)氮輸入處理的硝態(tài)氮含量明顯高于10 ℃條件下，尤其是高水平銨態(tài)氮輸入處理，表明升溫顯著促進(jìn)了硝化過程（圖6，P＜0.05）。此外，對(duì)于同一氮輸入處理或?qū)φ?，?0 ℃增溫至30 ℃顯著提升了土壤硝化速率；在同一溫度條件下，銨態(tài)氮輸入促進(jìn)土壤硝化過程，且20、30 ℃條件下高水平銨態(tài)氮輸入的硝化速率顯著高于低水平銨態(tài)氮輸入（圖7，P＜0.05）。

圖5 氮輸入對(duì)土壤銨態(tài)氮含量的影響Figure 5 Effects of nitrogen addition on soil ammonium content

圖6 氮輸入對(duì)土壤硝態(tài)氮含量的影響Figure 6 Effects of nitrogen addition on soil nitrate content

10 ℃時(shí)，各處理土壤β-葡萄糖苷酶活性無顯著差異，但氮輸入處理的酶活性較對(duì)照有輕微增加的趨勢(shì)。20 ℃時(shí)，土壤β-葡萄糖苷酶活性比對(duì)照顯著降低23.0%（低硝）、22.4%（高硝）、13.3%（低銨）和18.7%（高銨）。30 ℃時(shí)，土壤β-葡萄糖苷酶活性比對(duì)照顯著降低19.2%（低硝）、19.80%（高硝）、12.0%（低銨）和18.5%（高銨）（圖8，P＜0.05）。

3 討論

3.1 不同形態(tài)氮素對(duì)SOC礦化的影響

目前雖有研究探討不同形態(tài)氮素對(duì)SOC 礦化的影響，但研究結(jié)果并不統(tǒng)一。有研究認(rèn)為，銨態(tài)氮及硝態(tài)氮輸入對(duì)SOC 礦化產(chǎn)生相同的抑制作用[19]。也有研究發(fā)現(xiàn)，銨態(tài)氮促進(jìn)濱海濕地SOC 礦化，而硝態(tài)氮?jiǎng)t抑制SOC 礦化或無影響[10]。Song 等[18]發(fā)現(xiàn)，硝態(tài)氮輸入促進(jìn)青藏高原高寒草甸SOC礦化，因?yàn)橄鯌B(tài)氮輸入增加了土壤微生物量，而銨態(tài)氮?jiǎng)t抑制SOC 礦化，表明該區(qū)土壤微生物可能更偏好于利用硝態(tài)氮。本研究結(jié)果與前述結(jié)果仍存差異：硝態(tài)氮輸入抑制SOC 礦化；銨態(tài)氮輸入在10 ℃時(shí)促進(jìn)SOC 礦化，20 ℃促進(jìn)（高銨）或抑制（低銨）SOC礦化，30 ℃時(shí)抑制SOC礦化。

β-葡萄糖苷酶直接參與SOC 礦化，在土壤碳循環(huán)中具有重要地位[41]。研究指出，硝態(tài)氮輸入導(dǎo)致土壤微生物群落結(jié)構(gòu)從真菌為主變?yōu)橐约?xì)菌為主，進(jìn)而抑制土壤酶活性及SOC 礦化[20-21]。此外，外源氮輸入會(huì)與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合形成難分解碳組分[42-43]，這也可能造成硝態(tài)氮輸入抑制SOC礦化。本研究發(fā)現(xiàn)，硝態(tài)氮輸入抑制SOC 礦化及土壤β-葡萄糖苷酶活性，這可能是導(dǎo)致硝態(tài)氮抑制SOC礦化的主要原因。此外，這也表明硝態(tài)氮不是該區(qū)土壤微生物分解SOC 的限制性養(yǎng)分。

10 ℃時(shí)銨態(tài)氮輸入在整個(gè)培養(yǎng)期間均促進(jìn)SOC礦化；20、30 ℃時(shí)銨態(tài)氮輸入前期促進(jìn)SOC 礦化，表明本研究區(qū)SOC礦化受氮的可利用性限制，尤其是銨態(tài)氮，其原因可能是：①在非淹水的生態(tài)系統(tǒng)中（如森林、旱田），銨態(tài)氮會(huì)通過氨氧化細(xì)菌和氨氧化古菌主導(dǎo)的硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮[44]，且土壤硝化速率一般大于氮礦化作用產(chǎn)生銨態(tài)氮的速率[45]；同時(shí)，銨態(tài)氮在堿性土壤中易揮發(fā)[46]，本研究區(qū)土壤呈弱堿性（pH為7.5～8.0），易促進(jìn)土壤銨態(tài)氮揮發(fā)。這些因素均可能導(dǎo)致本研究區(qū)土壤微生物活性受銨態(tài)氮限制。②植物在與微生物競爭氮元素的過程中占據(jù)優(yōu)勢(shì)[16]，且更傾向于吸收土壤中銨態(tài)氮[47]。本研究也發(fā)現(xiàn)，培養(yǎng)土樣初始硝態(tài)氮含量是銨態(tài)氮的8.71倍，表明研究區(qū)土壤中銨態(tài)氮較少，這可能加劇銨態(tài)氮對(duì)土壤中微生物活性的限制。③10 ℃條件下，雖然低、高水平銨態(tài)氮輸入刺激了硝化過程（圖7，P＜0.05），但培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，低、高水平銨態(tài)氮輸入處理的銨態(tài)氮含量仍顯著高于對(duì)照，表明土壤中仍有相對(duì)充足的銨態(tài)氮供應(yīng)給微生物，這可能是10 ℃條件下銨態(tài)氮持續(xù)促進(jìn)SOC 礦化的主要原因。

圖7 氮輸入對(duì)土壤硝化速率的影響Figure 7 Effects of nitrogen addition on soil nitrification rate

20、30 ℃時(shí)銨態(tài)氮對(duì)SOC 礦化的促進(jìn)作用在實(shí)驗(yàn)后期轉(zhuǎn)變?yōu)橐种谱饔茫▓D1和圖2），其原因可能是：溫度升高促進(jìn)硝化過程（圖7，P＜0.05），加速了銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)化（圖6，P＜0.05），致使培養(yǎng)后期20、30 ℃條件下銨態(tài)氮供應(yīng)不足（圖5）。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，銨態(tài)氮輸入均增加了硝態(tài)氮含量，尤其是20、30 ℃條件下（圖6，P＜0.05）；而且20、30 ℃條件下，兩個(gè)水平銨態(tài)氮輸入的銨態(tài)氮含量顯著低于對(duì)照（圖5，P＜0.05）。這表明從10 ℃增溫至20 ℃或30 ℃促進(jìn)了硝化過程，可能導(dǎo)致土壤中銨態(tài)氮對(duì)微生物的供應(yīng)不足，進(jìn)而抑制微生物活性，減緩SOC 礦化。本研究也發(fā)現(xiàn)，實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?0、30 ℃條件下銨態(tài)氮輸入處理的土壤β-葡萄糖苷酶活性顯著低于對(duì)照（圖8，P＜0.05），這初步驗(yàn)證了上述猜想。此外，從高水平銨態(tài)氮輸入對(duì)SOC礦化速率的影響可知，20 ℃條件下高水平銨態(tài)氮輸入對(duì)SOC 礦化速率的抑制作用始于培養(yǎng)第24 天，而30 ℃條件下則始于第16天（圖1），表明增溫加速了銨態(tài)氮的硝化過程，致使微生物活性受銨態(tài)氮限制，使銨態(tài)氮輸入對(duì)SOC礦化速率的限制作用提前，這進(jìn)一步驗(yàn)證了上述猜想。

圖8 氮輸入對(duì)土壤β-葡萄糖苷酶活性的影響Figure 8 Effects of nitrogen addition on soil β-glucosidase activity

3.2 不同形態(tài)氮素與溫度對(duì)SOC礦化的交互作用

目前，較多室內(nèi)模擬實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)增溫促進(jìn)SOC 礦化[23-24，48]，本研究也發(fā)現(xiàn)相似結(jié)果。氮輸入和溫度除單獨(dú)影響SOC 礦化外，還對(duì)SOC 礦化有明顯的交互作用（表1，P＜0.001），且交互作用類型為負(fù)效應(yīng)（圖4）。其原因可能是：①有研究發(fā)現(xiàn)，低水平銨態(tài)氮輸入降低了濱海濕地SOC 礦化的Q10值，使其與溫度對(duì)SOC 礦化的交互作用為負(fù)效應(yīng)[10]。本研究也發(fā)現(xiàn)，銨態(tài)氮輸入降低了SOC 礦化的Q10值，硝態(tài)氮輸入處理的Q10值雖與對(duì)照無差異，但也呈下降趨勢(shì)。因此推測(cè)：氮輸入降低SOC 礦化Q10的趨勢(shì)可能導(dǎo)致上述負(fù)效應(yīng)。②前期研究發(fā)現(xiàn)，增溫[49]和外源氮輸入促進(jìn)了土壤氮礦化，而上述土壤內(nèi)源氮的釋放可能進(jìn)一步抑制SOC 礦化，進(jìn)而導(dǎo)致負(fù)效應(yīng)[24]。本研究發(fā)現(xiàn)，10 ℃增溫至30 ℃提高了硝化速率，尤其在銨態(tài)氮輸入條件下（圖7，P＜0.05），即實(shí)驗(yàn)?zāi)┢?，相同增溫幅度下銨態(tài)氮輸入產(chǎn)生更多的硝態(tài)氮（圖6，P＜0.05）；硝態(tài)氮輸入抑制SOC礦化（圖1和圖2）。據(jù)此推測(cè)：由外源銨態(tài)氮輸入生成的硝態(tài)氮可能在一定程度上削弱增溫對(duì)SOC礦化的促進(jìn)作用，即上述新生態(tài)硝態(tài)氮可能降低SOC礦化對(duì)溫度的敏感性，導(dǎo)致負(fù)效應(yīng)。本研究也表明，利用增溫、氮輸入對(duì)SOC礦化的單獨(dú)影響之和評(píng)估其交互作用可能高估其影響水平。

有研究表明，不同地區(qū)大氣氮沉降中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮比值的變化范圍為1∶4 至3∶1，表現(xiàn)出較大的空間變異性[50-52]?；诒狙芯拷Y(jié)果推測(cè)：即使氮沉降總量不變，僅大氣氮沉降中兩類氮素比例的大幅變化就可能顯著改變氮沉降對(duì)SOC礦化的影響，這也可能是氮沉降對(duì)不同區(qū)域、不同生態(tài)系統(tǒng)SOC礦化影響結(jié)果不統(tǒng)一的原因之一。此外，不同植物物種對(duì)各類氮素有偏好性吸收[14]。大氣氮沉降中硝態(tài)氮和銨態(tài)氮比例的變化[13]，可能改變土壤氮素的可利用性，影響植物的生長，改變?nèi)郝涞膬?yōu)勢(shì)物種[53]，調(diào)節(jié)植物固碳潛力；增溫也改變植物生長及其固碳潛力[54]。不同形態(tài)氮沉降與增溫對(duì)植物固碳潛力產(chǎn)生何種交互作用目前仍不確定。同時(shí)，后續(xù)應(yīng)該加強(qiáng)氮素形態(tài)與增溫對(duì)碳循環(huán)關(guān)鍵過程（如光合固碳及其分配、SOC 與凋落物分解等）的長期野外控制實(shí)驗(yàn)研究，以深入理解兩因素對(duì)碳循環(huán)諸過程的綜合作用。全球變化除影響溫度外，還改變降水的時(shí)空分布格局[55]，這可能影響氮素的濕沉降過程。降水格局和氮沉降同步變化將對(duì)碳循環(huán)關(guān)鍵過程產(chǎn)生何種影響也是亟待研究的重要問題。

4 結(jié)論

（1）10 ℃增溫至30 ℃促進(jìn)了土壤有機(jī)碳（SOC）礦化。10 ℃時(shí)銨態(tài)氮輸入促進(jìn)SOC 礦化，表明該區(qū)域SOC 礦化受銨態(tài)氮限制；20 ℃時(shí)低水平銨態(tài)氮抑制SOC 礦化，而高水平銨態(tài)氮?jiǎng)t促進(jìn)SOC 礦化；30 ℃時(shí)銨態(tài)氮輸入抑制SOC 礦化；3 個(gè)培養(yǎng)溫度條件下，硝態(tài)氮輸入均抑制SOC 礦化。本研究強(qiáng)調(diào)后續(xù)應(yīng)進(jìn)一步關(guān)注氮素形態(tài)對(duì)碳循環(huán)關(guān)鍵過程的影響。

（2）10 ℃至30 ℃增溫與兩類氮輸入對(duì)SOC 礦化的交互作用為負(fù)效應(yīng)，即增溫與氮輸入對(duì)SOC礦化的交互作用小于兩因素單獨(dú)影響之和，原因是氮輸入有降低SOC 礦化溫度敏感性（Q10）的趨勢(shì)，表明利用增溫、氮輸入對(duì)SOC礦化的單獨(dú)影響之和評(píng)估其交互作用可能高估其影響水平。