高寒草原土壤有機(jī)碳礦化對(duì)水氮添加的響應(yīng)

朱 靈， 張夢(mèng)瑤， 高永恒,2

(1.中國(guó)科學(xué)院 水利部成都山地災(zāi)害與環(huán)境研究所， 四川 成都 610041； 2.中國(guó)科學(xué)院 成都生物研究所， 四川 成都 610041)

草原生態(tài)系統(tǒng)是全球面積最大的陸地生態(tài)系統(tǒng)，全球草原生態(tài)系統(tǒng)碳儲(chǔ)量約1.20×1015kg C，其中90%以上碳儲(chǔ)存在土壤中[1]。全球變化背景下，降雨量與氮沉降呈上升趨勢(shì)[2-3]，降水和氮沉降變化會(huì)通過(guò)影響土壤的化學(xué)性質(zhì)、微生物、酶活性等而影響土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程。截止目前在溫帶或者低海拔地區(qū)開展了不少有關(guān)水氮變化對(duì)土壤碳礦化影響的研究[4]，主要有促進(jìn)、抑制以及無(wú)顯著影響3種結(jié)論[5-7]。氮沉降和降水變化主要通過(guò)提高土壤中的微生物量、土壤碳分解酶的活性等促進(jìn)碳礦化[5]，或造成土壤有機(jī)碳周轉(zhuǎn)減慢、土壤酸化等抑制碳礦化[6]。高海拔寒冷地區(qū)的高寒草原對(duì)氣候變化響應(yīng)敏感[8]，但土壤碳礦化對(duì)水氮變化的響應(yīng)研究較少。

青藏高原作為全球最高的地理單位正經(jīng)歷著降水變化和氮沉降增加的影響，研究預(yù)測(cè)到2050年青藏高原氮沉降量將達(dá)到40 kg/(hm2·a)[9]；為期55 a的降水觀測(cè)也表明青藏高原主體部分年降水量以6.24 mm/10 a的傾向率增多[10]。高寒草原作為青藏高原的重要組成部分，對(duì)氣候變化響應(yīng)敏感，但土壤碳礦化的研究多關(guān)注對(duì)單一氮添加和溫度變化的響應(yīng)[11]，對(duì)水氮添加的響應(yīng)研究較少。本研究通過(guò)對(duì)藏北高寒草原土壤進(jìn)行室內(nèi)模擬水氮添加，研究高寒草原土壤有機(jī)碳礦化的變化，并分析水氮添加后土壤酶活性、土壤碳的變化，為深入認(rèn)識(shí)氮沉降增加和降水變化情形下青藏高原高寒草原土壤碳礦化的響應(yīng)過(guò)程和機(jī)理提供基礎(chǔ)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本次試驗(yàn)研究區(qū)在西藏自治區(qū)那曲地區(qū)申扎縣境內(nèi)(30°57′N，88°42′E)，海拔4 675 m。研究區(qū)氣候?qū)儆诟咴瓉喓畮Ц珊导撅L(fēng)性氣候，寒冷干燥。年均氣溫0℃左右，最低溫1月份的平均氣溫為-10.1 ℃，高溫期7月份的平均氣溫為9.6 ℃。年降雨量為300 mm，降水主要集中在5—9月。紫外輻射強(qiáng)度大，年均太陽(yáng)輻射為2 915.5 h，霜期持續(xù) 279.1 d。研究區(qū)植被類型以高寒草原為主，植被蓋度約為40%，群落優(yōu)勢(shì)種為多年生禾草紫花針茅(Stipapurpurea)和青藏苔草(Carexmoorcrofii)[12]。本文選用圍封5 a的草原作為試驗(yàn)地，根據(jù)中國(guó)土壤系統(tǒng)分類方法，試驗(yàn)地土壤主要為寒性旱成土，表層土壤包含91%的砂質(zhì)土，7%的泥沙和2%的黏土，0—10 cm土壤中有機(jī)碳和全氮的含量分別為62.05 g/kg與3.13 g/kg，pH=8.43[13]。

1.2 研究方法

1.2.1 樣品采集及處理 2017年6月在樣地選取空間上地形一致、土壤條件相似的3處10 m×10 m的大樣方，按照簡(jiǎn)單隨機(jī)抽樣的原則，在大樣方內(nèi)在隨機(jī)設(shè)置3個(gè)1 m×1 m的小樣方。清除小樣方土壤表面植被凋落物層后，用鐵鍬取0—15 cm土壤并清除土壤中肉眼可見(jiàn)雜物，再把每個(gè)大樣方里3個(gè)土樣混合均勻，3個(gè)大樣方共計(jì)得到3個(gè)土樣，4 ℃保存在便攜式冰箱里盡快送回實(shí)驗(yàn)室。在實(shí)驗(yàn)室里過(guò)2 mm土壤篩后放至通風(fēng)處自然風(fēng)干，另取一部分過(guò)篩土用研缽磨細(xì)后過(guò)0.149 mm的土壤篩測(cè)定土壤理化性質(zhì)。

1.2.2 土壤基本性質(zhì)測(cè)定 采用下述方法測(cè)定田間水量(WHC)，用取10 g土壤，置于覆有濾紙的漏斗中，用合適的橡膠塞堵塞漏斗的長(zhǎng)頸口，添加足夠的水將漏斗內(nèi)的土壤全部浸泡。浸泡2 h后，取走漏斗長(zhǎng)頸口的橡膠塞，讓水分自由滴下。保持水分的自由滴流8 h后，取出漏斗內(nèi)的濕土放置于鋁盒中，記錄濕土和鋁盒的總重量，再把裝有濕土的鋁盒置于105 ℃的烘箱中烘干8 h至恒重，再取出鋁盒迅速測(cè)量干土和鋁盒總重量；土壤pH值用pH計(jì)測(cè)定(水∶干土=5∶1)；溶解性有機(jī)碳(DOC)采用TOC5000儀測(cè)定[14]；土壤微生物生物量碳(MBC)、土壤微生物生物量氮(MBN)采用氯仿熏蒸法測(cè)定[15]；土壤脲酶、蔗糖酶和β-葡萄糖苷酶活性用土壤酶 ELISA 試劑盒測(cè)定[16]。

1.2.3 培養(yǎng)試驗(yàn)設(shè)計(jì) 預(yù)培養(yǎng)保持土壤含水量在田間持水的40%，取過(guò)2 mm土壤篩的自然風(fēng)干土100 g，放入250 ml三角瓶中，水分換算后把水均勻噴灑于瓶中風(fēng)干土上。土壤培養(yǎng)溫度設(shè)置為20 ℃，等于土樣采集時(shí)野外原位土壤溫度，首先進(jìn)行連續(xù)7 d的預(yù)培養(yǎng)，以恢復(fù)土壤微生物活性[17]，接著進(jìn)行連續(xù)90 d的培養(yǎng)試驗(yàn)。在培養(yǎng)期間，通過(guò)稱重法給土壤補(bǔ)水以保持40%的田間持水量[18]。為了探索不同土壤水分條件下微生物的代謝性能，本試驗(yàn)共設(shè)置45%,60%,75 %和90% 4個(gè)水分梯度。預(yù)培養(yǎng)的土壤含水量為40%WHC，預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，在40%WHC的基礎(chǔ)上通過(guò)稱重法進(jìn)行水分的補(bǔ)給，以達(dá)到培養(yǎng)期間45%,60%,75 %,90%WHC 4個(gè)水分條件。水分添加后，把所有三角瓶于黑暗環(huán)境置于20 ℃的人工培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24 h后添加氮。每個(gè)水分梯度處理下分別以NH4NO3水溶液的形式輸入無(wú)機(jī)氮肥，1個(gè)對(duì)照(0 mg/g)和3個(gè)氮添加梯度(0.2,0.4,0.8 mg/g)，文中記為N0,N0.2,N0.4,N0.8。N0.2處理接近當(dāng)?shù)夭菰┓柿?，結(jié)合高寒草原土壤最大氮載荷，設(shè)置N0.4,N0.8處理以探究低氮和高氮添加對(duì)高寒草原土壤碳礦化的影響，不同氮添加下各3個(gè)重復(fù)。經(jīng)換算室內(nèi)培養(yǎng)氮添加量分別等同于0,2.5,5,10 g/(m2/a)(以N計(jì))的田間添加量。

1.2.4 CO2排放通量的測(cè)定 在培養(yǎng)后第 1，3，8，15，22，29，36，43，50，60，70，80，90 d測(cè)定土壤的CO2排放量，培養(yǎng)第1,45,90 d分別為培養(yǎng)初、中、末期。測(cè)定前用橡膠塞密封培養(yǎng)瓶2 h，用注射器連通三通閥抽取20 ml氣體，用氣相色譜儀分析CO2濃度，用來(lái)表示土壤微生物呼吸強(qiáng)度。CO2的通量單位為mg/kg·h，CO2的通量F的計(jì)算公式為：

式中：ρ為CO2在標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體的密度，為1.965 kg/m3；V為培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)氣體的有效體積(m3)； ΔC為氣體濃度差(1 mg/L)；m為培養(yǎng)土烘干重(kg)； Δt為培養(yǎng)時(shí)間(h)；T為進(jìn)氣時(shí)的室溫(℃)。

1.2.5 數(shù)據(jù)處理 試驗(yàn)地土壤視為同一土壤類型，水氮添加對(duì)土壤碳礦化的影響采用SPSS 21.0進(jìn)行雙因素方差分析和Pearson相關(guān)性分析，不同梯度的水或者氮處理之間用最小顯著差異(LSD法，p<0.05)進(jìn)行檢驗(yàn)，圖形繪制使用Origin 9.0。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤有機(jī)碳礦化對(duì)水氮添加的響應(yīng)

培養(yǎng)初期(圖1a)，45%WHC與60%WHC條件下，隨著氮添加的增高，土壤CO2排放通量呈上升趨勢(shì)，但在75%，90%WHC高水分條件下，土壤CO2排放通量明顯下降。在此階段，水氮交互作用對(duì)土壤有機(jī)碳礦化有顯著影響。培養(yǎng)中期(圖1b)，CO2累積排放通量占整個(gè)培養(yǎng)期間的53.42%～60.59%，這是由于在這段期間內(nèi)土壤中微生物的活性較高。培養(yǎng)末期(圖1c)，在最接近土壤原始水分含量下(45%WHC)，高氮添加抑制了土壤碳礦化。雖然水氮交互作用對(duì)土壤有機(jī)碳礦化在統(tǒng)計(jì)學(xué)上沒(méi)有達(dá)到顯著影響，但在90%WHC水分添加下緩解了高氮添加對(duì)土壤礦化過(guò)程的抑制作用，60%，75%WHC條件下氮添加促進(jìn)土壤碳礦化過(guò)程。

注：①圖中不同小寫字母表示差異顯著，p0,N0.2,N0.4,N0.8表示氮添加梯度，氮添加量分別為0，0.2,0.4,0.8 mg/g。下同。

2.2 土壤溶解性有機(jī)碳的變化

培養(yǎng)初期(圖2a)，45%，60%，75%WHC條件下，N0.2，N0.4低氮處理下土壤DOC含量與對(duì)照沒(méi)有顯著差異。45%WHC水分條件下，隨著施氮量增加，土壤DOC含量呈上升趨勢(shì)，高氮添加有利于土壤DOC的積累。但在60%，75%，90%WHC水分條件下，未表現(xiàn)出土壤DOC含量隨施氮的增加而上升。培養(yǎng)中期，水氮交互作用對(duì)DOC含量有顯著影響。在中期與末期階段(圖2b，2c)，90%WHC高水分條件下的 DOC含量始終顯著高于其余 3個(gè)水分狀態(tài)(p<0.05)，土壤DOC含量受水分添加的影響更敏感，與方差分析結(jié)果一致。

圖2 不同培養(yǎng)階段土壤溶解性有機(jī)碳(DOC)動(dòng)態(tài)變化

2.3 土壤微生物量碳、氮的變化

培養(yǎng)初期水氮添加對(duì)土壤MBC含量均有顯著影響(見(jiàn)表1)，不同水平氮添加下，土壤微生物量碳含量隨著水分含量的增多不同程度上升(見(jiàn)表2)。氮添加對(duì)土壤MBC含量也有顯著影響，同一水分條件下，N0.2處理較N0處理下的土壤MBC含量高，N0.4，N0.8較N0處理下的土壤MBC含量低。4個(gè)不同水分條件下，最低MBC含量均出現(xiàn)在N0.8處理下，說(shuō)明氮添加超過(guò)一定閾值后，會(huì)造成土壤MBC含量下降。中期水分對(duì)土壤MBC含量有顯著影響，氮添加與水氮交互作用對(duì)其影響不顯著(見(jiàn)表2)。45%，60%，75%WHC的水分條件下，不同水平水氮添加后，土壤MBC含量較培養(yǎng)初期時(shí)有所上升，只有個(gè)別處理土壤MBC含量下降(W45%+N0.2和W60%+N0.2)。90%WHC的水分條件下，4個(gè)不同水平氮添加后，中期的土壤MBC含量反而均低于培養(yǎng)初期。從培養(yǎng)的初、中、末3個(gè)階段里的土壤MBC峰值來(lái)看，在為期90 d的培養(yǎng)中，土壤MBC含量先上升再下降。

表1 不同培養(yǎng)階段土壤微生物生物量碳和土壤微生物生物量氮對(duì)水氮添加的響應(yīng)

注：①表中同列數(shù)據(jù)后不同小寫字母表示在相同培養(yǎng)時(shí)間下土壤微生物生物量碳MBC，土壤微生物生物量氮MBN含量差異顯著，p<0.05; ②表中N0,N0.2,N0.4,N0.8表示氮添加梯度,氮添加量分別為0,0.2,0.4,0.8 mg/g; ③W45%,W60%,W75%,W90%表示4個(gè)水分梯度,為土壤田間持水量為45%,60%,75%和90%。下同。

培養(yǎng)初期，與N0處理相比，N0.8處理降低土壤MBN含量，但高氮對(duì)土壤MBN含量的負(fù)作用在高水分條件下得到緩解。培養(yǎng)中期，水氮交互作用對(duì)土壤MBN含量影響更加明顯，75%WHC與90%WHC下，均是N0.8處理下土壤MBN含量達(dá)到最大。3個(gè)階段里土壤MBN峰值先上升再下降，總體上看土壤MBN含量較穩(wěn)定，不同處理下差異較小。

2.4 土壤酶活性變化

在培養(yǎng)初期時(shí)(圖3a,3d,3g)，4個(gè)不同的水分條件下，與土壤原始含氮量相比，高氮處理后，土壤脲酶、蔗糖酶、β-葡萄糖苷酶活性均降低，相比于45%WHC條件下，隨著水分的添加，高氮處理對(duì)3種酶活的抑制得到不同程度的緩解。在培養(yǎng)中期，總體來(lái)看，除90%WHC條件下，其他不同水氮處理下的土壤脲酶活性均較培養(yǎng)第1 d有上升(圖3b)。土壤蔗糖酶活性對(duì)水分添加更敏感，與未進(jìn)行氮添加處理的蔗糖酶活性相比，45%，60%，75%WHC下不同水分氮添加處理后，土壤蔗糖酶活性上升(圖3e)，這與初期時(shí)均是未對(duì)土壤進(jìn)行施氮處理下的土壤蔗糖酶活性最大有較大改變。培養(yǎng)末期(圖3c,3f,3i)，不同水氮處理下的脲酶活性均比第45 d時(shí)低，蔗糖酶活性,β-葡萄糖苷酶活性總體呈降低趨勢(shì)，高氮添加抑制酶活性更加明顯。

圖3 不同培養(yǎng)階段土壤酶活性的動(dòng)態(tài)變化

2.5 CO2排放通量與土壤溶解性有機(jī)碳、土壤微生物生物量碳及酶活的相關(guān)分析

土壤DOC含量與CO2累積排放通量在培養(yǎng)初期呈正相關(guān)(R=0.017，p=0.476，見(jiàn)表3)，隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，在中、末期呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(R=-0.616，p=0.006；R=-0.820，p<0.001)，這說(shuō)明隨著水氮的添加，雖然緩解了研究區(qū)干旱、氮素不足的情況，土壤DOC含量呈上升趨勢(shì)，但DOC生物可利用性降低。土壤MBC含量與CO2累積排放通量關(guān)系在統(tǒng)計(jì)學(xué)意義上雖然沒(méi)達(dá)到顯著，但是隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)行，土壤MBC含量的增加有利于有機(jī)碳礦化過(guò)程的進(jìn)行。在初期，土壤脲酶、蔗糖酶、β-葡萄糖苷酶與CO2累積排放通量均呈負(fù)相關(guān)關(guān)系(R=-0.319，p=0.114；R=-0.275，p=0.151；R=-0.229，p=0.197)，這說(shuō)明在初期適宜的水氮添加雖然提高了酶活性，但由于研究區(qū)受有機(jī)質(zhì)不足等的限制，所以CO2排放通量未表現(xiàn)出隨著土壤酶活的上升而增加。在培養(yǎng)中期，水氮添加緩解了水分不足、營(yíng)養(yǎng)匱乏下的限制作用，促進(jìn)土壤中有機(jī)物質(zhì)的溶解，提高了參與土壤碳礦化相關(guān)微生物的活性，CO2排放通量與土壤酶活表現(xiàn)出顯著正相關(guān)關(guān)系，中期CO2累積排放通量達(dá)到了整個(gè)培養(yǎng)期間的53.42%～60.59%。

表3 CO2累積排放通量與土壤指標(biāo)的Pearson相關(guān)性分析

注：①表中數(shù)值為Pearson相關(guān)系數(shù)，記為R; ②*表示在置信度(單側(cè))為0.05時(shí)，相關(guān)性顯著**表示在置信度(單側(cè))為0.01時(shí)，相關(guān)性極顯著。

3 討 論

3.1 土壤有機(jī)碳礦化

在培養(yǎng)初期，N0.4，N0.8高氮添加處理下的CO2排放通量高于N0，N0.2低氮添加下的CO2排放通量，但是隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，氮素添加反而抑制了土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程，這是由于在初期，土壤中碳源充足，且研究區(qū)土壤原始含氮量較低，易氧化分解的物質(zhì)受氮素限制[19]，所以當(dāng)外加氮源后，提高了原本受氮素限制的微生物活性及其相關(guān)酶活[20-21]，表現(xiàn)為氮添加促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程。隨著培養(yǎng)的進(jìn)行，土壤中可利用碳源的降低，且有研究表明，高氮添加增加了有機(jī)物的芳香性和復(fù)雜性[22]，導(dǎo)致微生物碳源受限制；此外，氮添加增加了土壤氮的有效性，增加了離子強(qiáng)度并降低了土壤pH值[23]，降低了土壤酶活性，表現(xiàn)為累積CO2排放通量的降低。

在培養(yǎng)初期，水氮交互作用對(duì)土壤碳礦化有顯著影響，在中期和末期，隨著水分含量的增加可以有效減緩高氮添加對(duì)土壤碳礦化的抑制作用。這是由于水分對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的影響主要是通過(guò)改變土壤通透性來(lái)實(shí)現(xiàn)，土壤碳礦化作用是一個(gè)需氧過(guò)程，在接近土壤原始水分條件下(本研究區(qū)為45%WHC)，高氮對(duì)土壤微生物量、土壤酶活等的抑制作用更容易表現(xiàn)出來(lái)。也就說(shuō)，當(dāng)水分條件不是土壤碳礦化作用的限值因素時(shí)，其他影響土壤碳礦化作用的因素才容易表現(xiàn)出來(lái)，這與其他研究結(jié)果一致[19,24]。當(dāng)水分過(guò)高時(shí)，土壤處于厭氧環(huán)境，土壤含氧量成為土壤碳礦化過(guò)程的主要調(diào)控因子，高氮添加的抑制作用受阻，對(duì)外表現(xiàn)為高水分添加減緩了高氮添加對(duì)土壤有機(jī)碳礦化的抑制作用。以上結(jié)果說(shuō)明，土壤碳礦化過(guò)程對(duì)水分添加的響應(yīng)更敏感，氮添加對(duì)土壤碳礦化作用的影響依賴于水分添加。

3.2 土壤溶解性有機(jī)碳

土壤DOC含量與土壤有機(jī)碳礦化相關(guān)[25-26]，容易受土壤理化性質(zhì)影響，如土壤水分、pH值、溫度等。在適宜的水分添加會(huì)加速土壤中可溶性有機(jī)物質(zhì)的溶解，并且研究表明土壤中的團(tuán)聚體在高土壤含水量狀態(tài)下發(fā)生裂解釋放出被礦質(zhì)土壤吸附的有機(jī)物質(zhì)[27]，此外，DOC是土壤微生物容易利用的碳源，在高水分條件下微生物活性降低，利用DOC能力下降，這也就解釋了本次研究中90%WHC下 DOC含量高于其余3個(gè)水分下DOC 含量。本研究表明，與培養(yǎng)第1 d未添加氮的土壤DOC含量相比，在不同時(shí)期里，不同氮量添加后土壤DOC含量均上升，這是由于本研究中的土壤原始含氮量較低，低氮添加加速了土壤腐殖化進(jìn)程[28]，也促進(jìn)了土壤中的根系分泌物如碳水化合物、氨基酸等和微生物的代謝產(chǎn)物的降解作用，從而使得土壤中的 DOC 含量有所增加；高氮添加抑制木質(zhì)素降解真菌的活性，增加水溶性產(chǎn)物的釋放[29]，且高氮刺激一些木質(zhì)纖維素放線菌的活性，其代謝產(chǎn)生可溶性多酚[30]，增加土壤DOC含量。

在培養(yǎng)中、后期，土壤碳礦化與土壤DOC含量呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，這可能與土壤水分的影響以及土壤性質(zhì)改變有關(guān)。高水分條件下，土壤通透性下降，氮添加造成土壤pH降低，這些都影響土壤酶活、土壤微生物數(shù)量、活性等；此外，也說(shuō)明雖然水氮添加后土壤DOC含量上升，但微生物可利用的DOC卻減少，例如上述提到的多酚類物質(zhì)。

3.3 土壤微生物量碳、氮

3.4 土壤酶活性

本次研究中的土壤采自受水分和氮素含量限制的區(qū)域，適宜的水分條件下(干旱地為45%～75%)進(jìn)行低氮添加提高了土壤脲酶活性。這是由于水氮添加緩解了水分不足、營(yíng)養(yǎng)匱乏下的限制作用，促進(jìn)土壤中有機(jī)物質(zhì)的溶解，提高了參與土壤碳礦化相關(guān)微生物的活性，酶活性也隨之增加。且施氮肥為土壤脲酶的酶促反應(yīng)提供了大量的基質(zhì)，刺激了土壤脲酶活性[35]，這也就解釋了與土壤原始含氮量相比，一定程度的氮肥添加可以提高脲酶活性。在培養(yǎng)的中、后期，隨著水分含量的增加，蔗糖酶活性呈降低趨勢(shì)，這說(shuō)明當(dāng)土壤水分含量較高時(shí)，土壤通透性降低導(dǎo)致孔隙度下降而抑制了土壤蔗糖酶活性，與脲酶相比，蔗糖酶對(duì)水分添加的響應(yīng)更加敏感?？偟膩?lái)說(shuō)，適宜的水氮添加下，土壤酶活性呈增強(qiáng)趨勢(shì)，這是由于水分可以促進(jìn)氮素有效性。特別是在高寒草原地區(qū)，水氮是重要的限值因素，適宜的添加，提高了微生物活性及酶活。當(dāng)土壤水分含量超過(guò)田間最大持水量的75%，通透性下降，且高氮添加土壤中氮達(dá)到飽和后，鹽基離子損耗，土壤酸化[23]，從而降低了酶活性。

4 結(jié) 論

(1) 在45%～75%WHC水分條件下，低氮添加(<0.4 mg/g)(以N計(jì))促進(jìn)了微生物對(duì)碳底物的代謝活性和利用，提高了土壤的碳礦化能力。45%WHC條件下高氮添加(>0.8 mg/g)抑制土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程。

(2) 土壤碳礦化受水分調(diào)控更加敏感。水氮存在交互作用，氮添加對(duì)土壤碳礦化作用的影響依賴于水分添加，高水分處理(>90%WHC)可以緩解高氮添加對(duì)土壤碳礦化的抑制作用。

(3) 研究區(qū)土壤碳礦化的最適水分條件為60%WHC，最適氮添加量為0.2 mg/g(以N計(jì))，水分含量與氮添加閾值分別為75%WHC與0.4 mg/g，超過(guò)閾值便會(huì)抑制土壤碳礦化。