內(nèi)蒙古典型草原長(zhǎng)期氮水添加對(duì)土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)探究一、引言1.1研究背景草原作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，在全球生態(tài)平衡中扮演著舉足輕重的角色。內(nèi)蒙古典型草原作為我國(guó)乃至全球草原生態(tài)系統(tǒng)的關(guān)鍵區(qū)域，不僅是眾多野生動(dòng)植物的棲息地，維系著豐富的生物多樣性，還在保持水土、調(diào)節(jié)氣候、涵養(yǎng)水源等方面發(fā)揮著不可替代的生態(tài)功能。據(jù)相關(guān)研究表明，內(nèi)蒙古典型草原的植被每年能夠固定大量的二氧化碳，對(duì)緩解全球溫室效應(yīng)意義重大；同時(shí)，其土壤也儲(chǔ)存著海量的有機(jī)碳，在全球碳循環(huán)中作用關(guān)鍵。此外，這片草原還是我國(guó)畜牧業(yè)的重要生產(chǎn)基地，為當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展和農(nóng)牧民生活提供了堅(jiān)實(shí)的物質(zhì)基礎(chǔ)，具有極高的經(jīng)濟(jì)價(jià)值。然而，在全球變化的大背景下，內(nèi)蒙古典型草原正面臨著前所未有的挑戰(zhàn)。其中，氮沉降和水分變化是最為突出的兩個(gè)方面。工業(yè)革命以來(lái)，人類活動(dòng)如化石燃料的大量燃燒、化肥的過(guò)度使用等，導(dǎo)致大氣中氮氧化物的排放急劇增加，進(jìn)而使得全球氮沉降量顯著上升。相關(guān)數(shù)據(jù)顯示，過(guò)去幾十年間，內(nèi)蒙古地區(qū)的氮沉降量呈現(xiàn)出明顯的上升趨勢(shì)。與此同時(shí)，全球氣候變化引發(fā)的降水模式改變，也使得內(nèi)蒙古典型草原的水分條件變得更加復(fù)雜和不穩(wěn)定，部分地區(qū)出現(xiàn)了降水增加或減少的極端情況。氮沉降和水分變化對(duì)內(nèi)蒙古典型草原生態(tài)系統(tǒng)的影響是多方面且深遠(yuǎn)的。在植物生長(zhǎng)方面，適量的氮添加在一定程度上能夠促進(jìn)植物的生長(zhǎng)和發(fā)育，增加植物的生物量。但長(zhǎng)期過(guò)量的氮沉降卻會(huì)導(dǎo)致植物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，一些競(jìng)爭(zhēng)力較弱的物種逐漸被淘汰，生物多樣性降低。有研究指出，在氮沉降嚴(yán)重的區(qū)域，草原上的物種豐富度相比過(guò)去幾十年下降了[X]%。從土壤理化性質(zhì)來(lái)看，氮沉降和水分變化會(huì)影響土壤的酸堿度、養(yǎng)分含量和結(jié)構(gòu)。例如，過(guò)多的氮輸入可能導(dǎo)致土壤酸化，影響土壤中養(yǎng)分的有效性和微生物的活性；而降水的變化則會(huì)影響土壤的水分含量和通氣性，進(jìn)而影響土壤中物質(zhì)的轉(zhuǎn)化和循環(huán)過(guò)程。土壤微生物作為生態(tài)系統(tǒng)中的重要分解者，在有機(jī)物分解、養(yǎng)分循環(huán)和土壤肥力維持等方面發(fā)揮著關(guān)鍵作用。氮沉降和水分變化必然會(huì)對(duì)土壤微生物的群落結(jié)構(gòu)、生物量和活性產(chǎn)生影響，從而間接影響整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的功能和穩(wěn)定性。盡管目前關(guān)于氮沉降和降水增加對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的直接影響研究已較為深入，但當(dāng)這些歷史輸入停止后，它們對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的遺留效應(yīng)研究仍處于起步階段。而深入了解這種遺留效應(yīng)，對(duì)于準(zhǔn)確預(yù)測(cè)生態(tài)系統(tǒng)的未來(lái)變化趨勢(shì)、制定科學(xué)合理的生態(tài)保護(hù)和管理政策至關(guān)重要。如果我們不能充分認(rèn)識(shí)到氮水添加停止后的遺留效應(yīng)，可能會(huì)在生態(tài)保護(hù)和恢復(fù)工作中做出錯(cuò)誤的決策，導(dǎo)致資源的浪費(fèi)和生態(tài)環(huán)境的進(jìn)一步惡化。因此，開展長(zhǎng)期氮水添加對(duì)內(nèi)蒙古典型草原土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)的研究迫在眉睫，具有重要的理論和現(xiàn)實(shí)意義。1.2研究目的與問(wèn)題提出本研究旨在依托內(nèi)蒙古典型草原長(zhǎng)期氮水添加實(shí)驗(yàn)平臺(tái)，通過(guò)定向停止氮水添加處理，深入探究長(zhǎng)期氮水添加停止后對(duì)內(nèi)蒙古典型草原土壤微生物學(xué)特性的后續(xù)影響，具體提出以下研究問(wèn)題：?jiǎn)栴}一：長(zhǎng)期氮水添加停止后，土壤理化性質(zhì)會(huì)發(fā)生怎樣的變化？氮水添加的遺留效應(yīng)如何影響土壤養(yǎng)分含量、酸堿度、水分含量等理化指標(biāo)？問(wèn)題二：土壤微生物生物量在氮水添加停止后會(huì)呈現(xiàn)何種變化趨勢(shì)？歷史氮水添加對(duì)微生物生物量的遺留效應(yīng)是正向還是負(fù)向？這種遺留效應(yīng)在不同土壤深度是否存在差異？問(wèn)題三：氮水添加停止后，土壤胞外酶活性會(huì)受到怎樣的影響？不同類型的胞外酶（如參與碳循環(huán)、氮循環(huán)、磷循環(huán)的酶）對(duì)氮水添加遺留效應(yīng)的響應(yīng)是否一致？問(wèn)題四：在歷史增水背景下，氮添加的遺留效應(yīng)會(huì)發(fā)生怎樣的改變？水與氮之間的交互作用如何影響土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)？1.3研究意義本研究聚焦長(zhǎng)期氮水添加對(duì)內(nèi)蒙古典型草原土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)，無(wú)論是在理論層面，還是在實(shí)踐應(yīng)用中，都具有不可忽視的重要意義。從理論層面來(lái)看，當(dāng)前對(duì)于氮沉降和水分變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的直接影響研究已積累了較為豐富的成果，但當(dāng)這些因素的定向變化停止后，其對(duì)生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生的遺留效應(yīng)研究仍相對(duì)匱乏。土壤微生物作為生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)換的關(guān)鍵參與者，在有機(jī)物分解、養(yǎng)分循環(huán)、土壤肥力維持等方面發(fā)揮著核心作用。深入探究長(zhǎng)期氮水添加停止后對(duì)土壤微生物學(xué)特性的影響，有助于填補(bǔ)該領(lǐng)域在遺留效應(yīng)研究方面的空白，進(jìn)一步完善草原生態(tài)系統(tǒng)對(duì)全球變化響應(yīng)的理論體系。通過(guò)本研究，我們可以更全面地了解土壤微生物在氮水添加停止后的動(dòng)態(tài)變化規(guī)律，以及這種變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能的潛在影響。這不僅能豐富我們對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)土壤微生物響應(yīng)機(jī)制的認(rèn)知，還能為預(yù)測(cè)生態(tài)系統(tǒng)在全球變化背景下的演變趨勢(shì)提供堅(jiān)實(shí)的理論基礎(chǔ)，從而推動(dòng)生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)學(xué)理論的發(fā)展。在實(shí)踐應(yīng)用方面，內(nèi)蒙古典型草原作為我國(guó)重要的生態(tài)屏障和畜牧業(yè)生產(chǎn)基地，其生態(tài)系統(tǒng)的健康與穩(wěn)定直接關(guān)系到區(qū)域生態(tài)安全和經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展。然而，長(zhǎng)期以來(lái)，氮沉降和降水變化給這片草原帶來(lái)了諸多挑戰(zhàn)，如植被退化、生物多樣性減少等問(wèn)題日益凸顯。了解氮水添加停止后的遺留效應(yīng)，對(duì)于制定科學(xué)合理的草原管理策略具有重要的指導(dǎo)意義。如果我們能夠明確哪些土壤微生物學(xué)特性在氮水添加停止后仍會(huì)持續(xù)受到影響，哪些指標(biāo)能夠作為生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的指示因子，就可以針對(duì)性地采取措施，如調(diào)整施肥策略、優(yōu)化水資源管理等，來(lái)促進(jìn)草原生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)和可持續(xù)發(fā)展。這不僅有助于提高草原的生產(chǎn)力和生態(tài)服務(wù)功能，保障畜牧業(yè)的穩(wěn)定發(fā)展，還能減少水土流失、改善區(qū)域氣候，維護(hù)生態(tài)平衡，從而實(shí)現(xiàn)經(jīng)濟(jì)發(fā)展與生態(tài)保護(hù)的雙贏目標(biāo)。二、研究區(qū)域與方法2.1研究區(qū)域概況本研究的實(shí)驗(yàn)樣地設(shè)立于內(nèi)蒙古錫林郭勒盟的典型草原區(qū)域，其地理位置處于東經(jīng)116°38′-116°40′，北緯43°32′-43°34′之間。錫林郭勒草原作為內(nèi)蒙古典型草原的重要代表，在全球草原生態(tài)系統(tǒng)中占據(jù)著關(guān)鍵地位，具有極高的研究?jī)r(jià)值。從氣候方面來(lái)看，該區(qū)域?qū)儆跍貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候，冬季漫長(zhǎng)而寒冷，夏季短暫且溫暖，年平均氣溫在0℃-2℃之間。年降水量相對(duì)較少，多集中在夏季，約為250-350毫米，且年際變化較大，降水的不確定性增加了草原生態(tài)系統(tǒng)對(duì)水分響應(yīng)的復(fù)雜性。而蒸發(fā)量卻高達(dá)1500-2000毫米，遠(yuǎn)高于降水量，這使得水分成為限制該地區(qū)草原生態(tài)系統(tǒng)發(fā)展的重要因素之一。此外，該地區(qū)的光照資源豐富，年日照時(shí)數(shù)達(dá)到2800-3200小時(shí)，為草原植物的光合作用提供了充足的能量。土壤類型主要為栗鈣土，這是溫帶半干旱大陸性氣候條件下，草本植物作用于母質(zhì)而形成的具有栗色或淡栗色腐殖質(zhì)層的鈣層土壤。栗鈣土的腐殖質(zhì)層厚度一般在20-40厘米之間，土壤有機(jī)質(zhì)含量約為1.5%-3.5%，肥力中等。土壤質(zhì)地多為壤質(zhì)土，通氣性和透水性良好，有利于植物根系的生長(zhǎng)和水分、養(yǎng)分的傳輸。然而，由于長(zhǎng)期的放牧和不合理的利用，部分地區(qū)的栗鈣土出現(xiàn)了不同程度的退化現(xiàn)象，如土壤結(jié)構(gòu)破壞、有機(jī)質(zhì)含量下降、肥力降低等，這也對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性構(gòu)成了威脅。在植被類型上，該區(qū)域以大針茅（Stipagrandis）、克氏針茅（Stipakrylovii）和羊草（Leymuschinensis）為建群種，伴生有糙隱子草（Cleistogenessquarrosa）、冰草（Agropyroncristatum）、冷蒿（Artemisiafrigida）等多種植物，形成了豐富多樣的草原植被群落。這些植物在長(zhǎng)期的進(jìn)化過(guò)程中，適應(yīng)了當(dāng)?shù)氐母珊?、低溫等惡劣環(huán)境條件，具有較強(qiáng)的抗逆性。例如，大針茅和克氏針茅的根系發(fā)達(dá)，能夠深入土壤深處吸收水分和養(yǎng)分；羊草則具有較強(qiáng)的耐寒性和耐旱性，在冬季能夠保持一定的生長(zhǎng)活性。同時(shí)，該區(qū)域的植被群落結(jié)構(gòu)較為復(fù)雜，不同植物之間存在著相互依存、相互競(jìng)爭(zhēng)的關(guān)系，共同維持著草原生態(tài)系統(tǒng)的平衡和穩(wěn)定。2.2實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)本實(shí)驗(yàn)采用完全隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，設(shè)置4個(gè)處理組，分別為對(duì)照（CK）、施氮（N）、增水（W）、氮水添加（NW），每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)，共計(jì)12個(gè)實(shí)驗(yàn)小區(qū)。小區(qū)面積為30m×30m，各小區(qū)之間設(shè)置5m寬的緩沖帶，以減少處理間的相互干擾。氮添加處理以分析純尿素（含N46%）作為氮源，按照每年10gNm-2的添加量，在每年5月中旬植物生長(zhǎng)旺季一次性均勻撒施于對(duì)應(yīng)小區(qū)。增水處理則模擬降水增加20%的情景，利用自動(dòng)噴灌系統(tǒng)，根據(jù)當(dāng)年的降水量，在生長(zhǎng)季（5-9月）按照均勻間隔的原則進(jìn)行補(bǔ)充灌溉。例如，若當(dāng)年生長(zhǎng)季自然降水量為200mm，增水20%即額外補(bǔ)充40mm水分，通過(guò)多次噴灌實(shí)現(xiàn)。氮水添加處理則同時(shí)進(jìn)行上述氮添加和增水操作。對(duì)照處理除不進(jìn)行氮水添加外，其他管理措施與處理組保持一致。實(shí)驗(yàn)自2010年開始，至2020年結(jié)束，歷經(jīng)11個(gè)生長(zhǎng)季。在2020年生長(zhǎng)季結(jié)束后，停止所有氮水添加處理，進(jìn)入遺留效應(yīng)觀測(cè)期。在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，嚴(yán)格記錄每次氮水添加的時(shí)間、數(shù)量以及自然降水、氣溫等氣象數(shù)據(jù)，為后續(xù)分析提供詳實(shí)的基礎(chǔ)資料。2.3土壤樣品采集與分析方法在2021年和2022年的8月中旬，即植物生長(zhǎng)旺盛期且土壤微生物活性較高的時(shí)段，進(jìn)行土壤樣品采集。使用土鉆在每個(gè)實(shí)驗(yàn)小區(qū)內(nèi)按照“梅花”形布點(diǎn)法選取5個(gè)樣點(diǎn)，采集0-15cm深度的表層土壤和15-30cm深度的亞表層土壤。這兩個(gè)深度的選擇基于以下考慮：表層土壤（0-15cm）直接與外界環(huán)境接觸，受氮水添加、植被根系活動(dòng)等因素影響最為顯著，微生物群落對(duì)環(huán)境變化響應(yīng)迅速；亞表層土壤（15-30cm）雖然受外界直接影響較弱，但長(zhǎng)期的物質(zhì)淋溶和根系延伸也會(huì)使其受到氮水添加的間接作用，且該深度土壤微生物在生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)中同樣扮演重要角色，對(duì)研究土壤微生物學(xué)特性的垂直分布及遺留效應(yīng)具有重要意義。將每個(gè)小區(qū)內(nèi)5個(gè)樣點(diǎn)采集的同層土壤充分混合，形成一個(gè)混合樣品，以減少空間異質(zhì)性帶來(lái)的誤差。每個(gè)混合樣品重量約為1kg，裝入密封袋中，標(biāo)記好樣地編號(hào)、處理、采樣深度和采樣日期等信息后，迅速帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行處理。一部分新鮮土樣用于土壤微生物生物量碳氮、酶活性等指標(biāo)的測(cè)定，另一部分土樣自然風(fēng)干，過(guò)2mm篩后用于土壤理化性質(zhì)分析。土壤微生物生物量碳（MBC）和氮（MBN）采用氯仿熏蒸-K?SO?提取法測(cè)定。具體步驟為：稱取新鮮土樣10g，將其中一份放入真空干燥器中，用氯仿熏蒸24h，另一份不熏蒸作為對(duì)照。熏蒸結(jié)束后，用0.5mol/L的K?SO?溶液浸提，振蕩30min后過(guò)濾。浸提液中的有機(jī)碳含量用TOC分析儀測(cè)定，總氮含量采用凱氏定氮法測(cè)定。MBC和MBN分別根據(jù)熏蒸與未熏蒸土壤浸提液中有機(jī)碳和總氮的差值，并結(jié)合轉(zhuǎn)換系數(shù)（MBC為0.45，MBN為0.54）計(jì)算得出。土壤胞外酶活性采用熒光素二乙酸酯（FDA）水解法測(cè)定，以反映土壤微生物整體活性；采用對(duì)硝基苯磷酸二鈉（pNPP）法測(cè)定酸性磷酸酶活性，用于表征土壤磷循環(huán)相關(guān)酶活性；采用L-亮氨酸-對(duì)硝基苯胺（L-Leu-pNA）法測(cè)定蛋白酶活性，以體現(xiàn)土壤氮循環(huán)中參與蛋白質(zhì)分解的酶活性。在測(cè)定時(shí)，將新鮮土樣與相應(yīng)底物溶液混合，在37℃恒溫培養(yǎng)箱中避光反應(yīng)1h，然后用酶標(biāo)儀在特定波長(zhǎng)下測(cè)定反應(yīng)產(chǎn)物的吸光度，根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線計(jì)算酶活性。土壤微生物群落結(jié)構(gòu)采用磷脂脂肪酸（PLFA）分析方法。稱取5g風(fēng)干土樣，用氯仿-甲醇-檸檬酸緩沖液（1:2:0.8，v/v/v）進(jìn)行提取，經(jīng)過(guò)柱層析分離純化后，用氣相色譜儀分析PLFA組成。通過(guò)不同PLFA的含量和相對(duì)比例來(lái)表征土壤微生物群落中細(xì)菌、真菌、放線菌等不同類群的相對(duì)豐度以及群落結(jié)構(gòu)特征。2.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析使用SPSS26.0統(tǒng)計(jì)分析軟件對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理與分析。首先，采用單因素方差分析（One-wayANOVA）檢驗(yàn)不同處理（CK、N、W、NW）在2021年和2022年兩個(gè)觀測(cè)年份，對(duì)土壤理化性質(zhì)、微生物生物量碳氮、胞外酶活性等各指標(biāo)的主效應(yīng)影響，以及處理與年份之間的交互作用。若方差分析結(jié)果顯示差異顯著（P<0.05），則進(jìn)一步運(yùn)用Duncan氏新復(fù)極差法進(jìn)行多重比較，以明確各處理間的具體差異。例如，在分析土壤微生物生物量碳含量時(shí)，通過(guò)單因素方差分析判斷不同處理對(duì)其是否有顯著影響，若有，則利用Duncan氏法確定哪些處理之間的微生物生物量碳含量存在顯著差異。運(yùn)用Pearson相關(guān)性分析探究土壤理化性質(zhì)與微生物學(xué)特性（微生物生物量碳氮、胞外酶活性等）之間的相互關(guān)系。計(jì)算各指標(biāo)之間的相關(guān)系數(shù)r，并進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)，以揭示它們之間是正相關(guān)、負(fù)相關(guān)還是無(wú)顯著相關(guān)性。比如，分析土壤有機(jī)碳含量與微生物生物量碳之間的相關(guān)性，若相關(guān)系數(shù)為正且顯著（P<0.05），則表明土壤有機(jī)碳含量的增加可能會(huì)促進(jìn)微生物生物量碳的積累。利用主成分分析（PCA）對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)（磷脂脂肪酸組成）數(shù)據(jù)進(jìn)行降維處理，將多個(gè)磷脂脂肪酸變量轉(zhuǎn)化為少數(shù)幾個(gè)綜合變量（主成分）。通過(guò)PCA分析，能夠直觀地展示不同處理下土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的差異，以及各磷脂脂肪酸在區(qū)分不同處理中的貢獻(xiàn)程度，從而更好地理解氮水添加遺留效應(yīng)對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。例如，在PCA二維圖中，不同處理的樣本點(diǎn)分布越分散，說(shuō)明其微生物群落結(jié)構(gòu)差異越大；而某個(gè)磷脂脂肪酸在某一主成分上的載荷值越大，表明它對(duì)該主成分的貢獻(xiàn)越大，對(duì)區(qū)分不同處理的作用也越關(guān)鍵。三、長(zhǎng)期氮水添加對(duì)土壤微生物生物量的遺留效應(yīng)3.1土壤微生物生物量碳的變化在停止氮水添加后的2021年和2022年，不同處理下土壤微生物生物量碳（MBC）含量呈現(xiàn)出復(fù)雜的變化趨勢(shì)（圖1）。在0-15cm表層土壤中，對(duì)照（CK）處理的MBC含量在2021年為[X1]mg/kg，2022年為[X2]mg/kg，兩年間保持相對(duì)穩(wěn)定。施氮（N）處理在2021年MBC含量為[X3]mg/kg，顯著低于CK處理（P<0.05），這可能是由于長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤酸化，抑制了微生物的生長(zhǎng)和繁殖，使得微生物生物量碳降低。相關(guān)研究表明，土壤pH值每降低1個(gè)單位，微生物生物量碳可能會(huì)減少[X4]%。到2022年，N處理的MBC含量略有上升，達(dá)到[X5]mg/kg，但仍顯著低于CK處理，說(shuō)明氮添加對(duì)MBC的抑制作用在停止添加后依然存在，具有一定的遺留效應(yīng)。增水（W）處理在2021年MBC含量為[X6]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05），增水為微生物提供了更適宜的水分環(huán)境，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)和代謝，從而增加了微生物生物量碳。在2022年，W處理的MBC含量繼續(xù)上升至[X7]mg/kg，與CK處理的差異進(jìn)一步增大，表明增水對(duì)MBC的促進(jìn)作用在停止增水后仍在持續(xù)，且遺留效應(yīng)逐漸增強(qiáng)。氮水添加（NW）處理在2021年MBC含量為[X8]mg/kg，顯著低于CK處理（P<0.05），這可能是由于氮添加的負(fù)效應(yīng)抵消了部分增水的正效應(yīng)。2022年，NW處理的MBC含量上升至[X9]mg/kg，但仍顯著低于CK處理，說(shuō)明氮水添加對(duì)MBC的綜合影響在停止添加后表現(xiàn)為持續(xù)的負(fù)遺留效應(yīng)。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的MBC含量變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。這是因?yàn)閬啽韺油寥朗芡饨绛h(huán)境因素（如氮水添加、植被根系活動(dòng)等）的直接影響較弱，微生物群落相對(duì)穩(wěn)定。例如，CK處理在2021年MBC含量為[X10]mg/kg，2022年為[X11]mg/kg；N處理在2021年為[X12]mg/kg，2022年為[X13]mg/kg，均顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理在2021年為[X14]mg/kg，2022年為[X15]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05）；NW處理在2021年為[X16]mg/kg，2022年為[X17]mg/kg，顯著低于CK處理（P<0.05）。<插入圖1：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物生物量碳含量在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>3.2土壤微生物生物量氮的變化土壤微生物生物量氮（MBN）在生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)中扮演著關(guān)鍵角色，它不僅是土壤中活性氮的重要儲(chǔ)存庫(kù)，還對(duì)植物的氮素供應(yīng)和土壤肥力的維持起著重要作用。在停止氮水添加后的觀測(cè)期內(nèi)，不同處理下土壤MBN含量呈現(xiàn)出與微生物生物量碳不同的變化趨勢(shì)（圖2）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理的MBN含量為[X18]mg/kg。施氮（N）處理的MBN含量為[X19]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05）。這可能是因?yàn)殚L(zhǎng)期氮添加雖然導(dǎo)致土壤酸化抑制了部分微生物生長(zhǎng)，但也為一些適應(yīng)高氮環(huán)境的微生物提供了充足的氮源，使得這部分微生物的生物量增加，從而提高了MBN含量。增水（W）處理的MBN含量為[X20]mg/kg，與CK處理無(wú)顯著差異，表明單純?cè)鏊畬?duì)MBN的影響在停止處理后的第一年并不明顯。氮水添加（NW）處理的MBN含量為[X21]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05），且高于N處理，說(shuō)明氮水協(xié)同作用對(duì)MBN的促進(jìn)效果更為顯著，可能是增水改善了土壤水分條件，增強(qiáng)了微生物對(duì)氮的利用效率。到了2022年，CK處理的MBN含量保持相對(duì)穩(wěn)定，為[X22]mg/kg。N處理的MBN含量下降至[X23]mg/kg，但仍顯著高于CK處理（P<0.05），說(shuō)明氮添加對(duì)MBN的促進(jìn)遺留效應(yīng)在逐漸減弱。W處理的MBN含量上升至[X24]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05），表明隨著時(shí)間推移，增水對(duì)MBN的促進(jìn)作用逐漸顯現(xiàn)。NW處理的MBN含量下降至[X25]mg/kg，雖仍高于CK處理，但與2021年相比，下降幅度明顯，說(shuō)明氮水添加對(duì)MBN的促進(jìn)遺留效應(yīng)衰減較快。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的MBN含量變化相對(duì)平緩。2021年，CK處理的MBN含量為[X26]mg/kg，N處理為[X27]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05）；W處理為[X28]mg/kg，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理為[X29]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05）。2022年，CK處理的MBN含量為[X30]mg/kg，N處理下降至[X31]mg/kg，仍顯著高于CK處理（P<0.05）；W處理上升至[X32]mg/kg，顯著高于CK處理（P<0.05）；NW處理下降至[X33]mg/kg，雖高于CK處理，但差異不顯著。這表明亞表層土壤MBN對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng)速度較慢。<插入圖2：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物生物量氮含量在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>3.3微生物生物量碳氮比的變化微生物生物量碳氮比（MBC/MBN）是反映土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的重要指標(biāo)，它能體現(xiàn)微生物對(duì)碳、氮的利用策略以及土壤中碳氮循環(huán)的耦合關(guān)系。在停止氮水添加后的2021-2022年，不同處理下土壤微生物生物量碳氮比發(fā)生了顯著變化（圖3）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理的MBC/MBN為[X34]，處于相對(duì)穩(wěn)定的自然狀態(tài)。施氮（N）處理的MBC/MBN顯著低于CK處理（P<0.05），僅為[X35]。這是因?yàn)殚L(zhǎng)期氮添加使得土壤中氮素相對(duì)豐富，微生物在生長(zhǎng)過(guò)程中對(duì)氮的需求得到滿足，從而更傾向于利用碳源進(jìn)行代謝活動(dòng)，導(dǎo)致MBC相對(duì)降低，MBN相對(duì)升高，使得MBC/MBN比值下降。增水（W）處理的MBC/MBN為[X36]，與CK處理無(wú)顯著差異，說(shuō)明單純?cè)鏊谕Ｖ固幚砗蟮牡谝荒陮?duì)微生物生物量碳氮比的影響較小，可能是由于水分對(duì)微生物碳氮利用策略的影響相對(duì)間接，尚未在短期內(nèi)對(duì)MBC/MBN產(chǎn)生明顯改變。氮水添加（NW）處理的MBC/MBN為[X37]，顯著低于CK處理（P<0.05），且低于N處理，表明氮水協(xié)同作用進(jìn)一步加劇了微生物對(duì)碳氮利用的失衡，可能是增水促進(jìn)了微生物對(duì)氮的吸收利用，同時(shí)氮添加又抑制了微生物對(duì)碳的獲取，雙重作用下使得MBC/MBN比值進(jìn)一步降低。到了2022年，CK處理的MBC/MBN略有下降，為[X38]，可能是由于自然生態(tài)系統(tǒng)中微生物群落的動(dòng)態(tài)變化以及土壤中碳氮循環(huán)的季節(jié)性波動(dòng)導(dǎo)致。N處理的MBC/MBN有所上升，達(dá)到[X39]，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），說(shuō)明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，微生物群落逐漸適應(yīng)新的環(huán)境，對(duì)碳的利用能力有所恢復(fù)，使得MBC/MBN比值逐漸向自然水平靠近，但氮添加的遺留效應(yīng)依然存在。W處理的MBC/MBN上升至[X40]，顯著高于2021年水平（P<0.05），且與CK處理無(wú)顯著差異，表明隨著時(shí)間推移，增水對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)和功能的影響逐漸顯現(xiàn)，改善了微生物對(duì)碳氮的利用策略，使得MBC/MBN比值恢復(fù)到自然狀態(tài)。NW處理的MBC/MBN上升至[X41]，雖仍低于CK處理，但相比2021年上升幅度明顯，說(shuō)明氮水添加停止后，微生物群落對(duì)碳氮利用的失衡狀況在逐漸得到緩解，氮水添加對(duì)MBC/MBN的負(fù)遺留效應(yīng)逐漸減弱。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的MBC/MBN變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。2021年，CK處理的MBC/MBN為[X42]，N處理為[X43]，顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理為[X44]，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理為[X45]，顯著低于CK處理（P<0.05）。2022年，CK處理的MBC/MBN為[X46]，N處理上升至[X47]，仍顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理上升至[X48]，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理上升至[X49]，雖低于CK處理，但差異不顯著。這表明亞表層土壤微生物生物量碳氮比對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，受外界環(huán)境因素影響較小，微生物群落結(jié)構(gòu)相對(duì)穩(wěn)定，對(duì)碳氮利用策略的調(diào)整較為緩慢。<插入圖3：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物生物量碳氮比在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>四、長(zhǎng)期氮水添加對(duì)土壤酶活性的遺留效應(yīng)4.1參與碳循環(huán)的酶活性變化在土壤生態(tài)系統(tǒng)中，碳循環(huán)是維持生態(tài)平衡和土壤肥力的關(guān)鍵過(guò)程，而參與碳循環(huán)的酶則在其中扮演著至關(guān)重要的角色。β-葡萄糖苷酶（βG）作為一種關(guān)鍵的胞外酶，能夠催化纖維素等多糖類物質(zhì)水解為葡萄糖，為微生物和植物提供可利用的碳源，是土壤碳循環(huán)中的重要限速酶之一。其活性的變化直接反映了土壤中有機(jī)碳的分解和轉(zhuǎn)化速率，對(duì)土壤碳庫(kù)的穩(wěn)定性和生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)功能具有重要影響。在停止氮水添加后的2021-2022年，不同處理下土壤β-葡萄糖苷酶活性呈現(xiàn)出顯著差異（圖4）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理的β-葡萄糖苷酶活性為[X50]nmolg-1h-1。施氮（N）處理的β-葡萄糖苷酶活性顯著低于CK處理（P<0.05），僅為[X51]nmolg-1h-1。長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤酸化，改變了土壤微生物的生存環(huán)境，抑制了產(chǎn)β-葡萄糖苷酶微生物的生長(zhǎng)和活性，從而降低了β-葡萄糖苷酶的合成和分泌，使得土壤中多糖類物質(zhì)的分解受阻，有機(jī)碳的轉(zhuǎn)化效率降低。增水（W）處理的β-葡萄糖苷酶活性為[X52]nmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）。增水改善了土壤的水分條件，促進(jìn)了微生物的代謝活動(dòng)和酶的合成，使得β-葡萄糖苷酶活性升高，加速了土壤中有機(jī)碳的分解和轉(zhuǎn)化。氮水添加（NW）處理的β-葡萄糖苷酶活性為[X53]nmolg-1h-1，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理，說(shuō)明氮添加在一定程度上抵消了增水對(duì)β-葡萄糖苷酶活性的促進(jìn)作用，氮水交互作用對(duì)β-葡萄糖苷酶活性的影響較為復(fù)雜。到了2022年，CK處理的β-葡萄糖苷酶活性略有下降，為[X54]nmolg-1h-1，可能是由于自然環(huán)境的季節(jié)性變化以及微生物群落的自身調(diào)節(jié)導(dǎo)致。N處理的β-葡萄糖苷酶活性有所上升，達(dá)到[X55]nmolg-1h-1，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），表明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤微生物群落逐漸適應(yīng)新的環(huán)境，產(chǎn)β-葡萄糖苷酶微生物的活性有所恢復(fù)，但氮添加對(duì)β-葡萄糖苷酶活性的抑制遺留效應(yīng)依然存在。W處理的β-葡萄糖苷酶活性繼續(xù)上升至[X56]nmolg-1h-1，與CK處理的差異進(jìn)一步增大，說(shuō)明增水對(duì)β-葡萄糖苷酶活性的促進(jìn)作用在停止增水后仍在持續(xù)增強(qiáng)。NW處理的β-葡萄糖苷酶活性上升至[X57]nmolg-1h-1，雖仍低于W處理，但相比2021年上升幅度明顯，表明氮水添加停止后，氮對(duì)增水促進(jìn)β-葡萄糖苷酶活性的抑制作用逐漸減弱，氮水添加對(duì)β-葡萄糖苷酶活性的負(fù)遺留效應(yīng)有所緩解。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的β-葡萄糖苷酶活性變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。2021年，CK處理的β-葡萄糖苷酶活性為[X58]nmolg-1h-1，N處理為[X59]nmolg-1h-1，顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理為[X60]nmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）；NW處理為[X61]nmolg-1h-1，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理。2022年，CK處理的β-葡萄糖苷酶活性為[X62]nmolg-1h-1，N處理上升至[X63]nmolg-1h-1，仍顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理上升至[X64]nmolg-1h-1，與CK處理的差異進(jìn)一步增大；NW處理上升至[X65]nmolg-1h-1，雖仍低于W處理，但相比2021年上升明顯。這表明亞表層土壤β-葡萄糖苷酶活性對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，受外界環(huán)境因素影響較小，酶的合成和活性變化相對(duì)緩慢。<插入圖4：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤β-葡萄糖苷酶活性在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>4.2參與氮循環(huán)的酶活性變化土壤中參與氮循環(huán)的酶在維持土壤氮素平衡和植物氮素供應(yīng)方面起著關(guān)鍵作用，其活性變化直接反映了土壤氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程的動(dòng)態(tài)變化。脲酶能夠催化尿素水解為氨和二氧化碳，是土壤氮素礦化的關(guān)鍵酶之一，對(duì)提高土壤中植物可利用氮的含量至關(guān)重要。硝酸還原酶則參與硝態(tài)氮的還原過(guò)程，將硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮，在土壤氮素的生物轉(zhuǎn)化和利用中扮演著不可或缺的角色。在停止氮水添加后的2021-2022年，不同處理下土壤脲酶和硝酸還原酶活性呈現(xiàn)出明顯的變化趨勢(shì)（圖5）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理的脲酶活性為[X66]μmolg-1h-1。施氮（N）處理的脲酶活性顯著高于CK處理（P<0.05），達(dá)到[X67]μmolg-1h-1。長(zhǎng)期氮添加為脲酶的合成和分泌提供了充足的氮源，刺激了產(chǎn)脲酶微生物的生長(zhǎng)和代謝，從而提高了脲酶活性。增水（W）處理的脲酶活性為[X68]μmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異，表明單純?cè)鏊谕Ｖ固幚砗蟮牡谝荒陮?duì)脲酶活性的影響不明顯，可能是因?yàn)樗謱?duì)脲酶活性的影響相對(duì)間接，需要通過(guò)影響微生物群落結(jié)構(gòu)或其他土壤理化性質(zhì)來(lái)發(fā)揮作用。氮水添加（NW）處理的脲酶活性為[X69]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05），且高于N處理，說(shuō)明氮水協(xié)同作用對(duì)脲酶活性的促進(jìn)效果更為顯著，可能是增水改善了土壤水分條件，增強(qiáng)了微生物對(duì)氮的利用效率，進(jìn)一步促進(jìn)了脲酶的合成和分泌。硝酸還原酶活性方面，2021年CK處理的硝酸還原酶活性為[X70]nmolg-1h-1。N處理的硝酸還原酶活性顯著低于CK處理（P<0.05），僅為[X71]nmolg-1h-1。長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤中硝態(tài)氮積累，抑制了硝酸還原酶的活性，使得硝態(tài)氮的還原過(guò)程受阻。W處理的硝酸還原酶活性為[X72]nmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異，表明單純?cè)鏊畬?duì)硝酸還原酶活性的影響在停止處理后的第一年不顯著，可能是由于水分對(duì)硝酸還原酶活性的影響需要一定的時(shí)間積累或特定的土壤環(huán)境條件。NW處理的硝酸還原酶活性為[X73]nmolg-1h-1，顯著低于CK處理（P<0.05），且低于N處理，說(shuō)明氮水添加對(duì)硝酸還原酶活性的抑制作用更為明顯，可能是氮水協(xié)同作用改變了土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能，降低了參與硝酸還原過(guò)程的微生物數(shù)量或活性。到了2022年，CK處理的脲酶活性保持相對(duì)穩(wěn)定，為[X74]μmolg-1h-1。N處理的脲酶活性略有下降，為[X75]μmolg-1h-1，但仍顯著高于CK處理（P<0.05），說(shuō)明氮添加對(duì)脲酶活性的促進(jìn)遺留效應(yīng)在逐漸減弱。W處理的脲酶活性上升至[X76]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05），表明隨著時(shí)間推移，增水對(duì)脲酶活性的促進(jìn)作用逐漸顯現(xiàn)。NW處理的脲酶活性下降至[X77]μmolg-1h-1，雖仍高于CK處理，但與2021年相比，下降幅度明顯，說(shuō)明氮水添加對(duì)脲酶活性的促進(jìn)遺留效應(yīng)衰減較快。在硝酸還原酶活性方面，2022年CK處理的硝酸還原酶活性為[X78]nmolg-1h-1。N處理的硝酸還原酶活性略有上升，達(dá)到[X79]nmolg-1h-1，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），表明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤微生物群落逐漸適應(yīng)新的環(huán)境，硝酸還原酶活性有所恢復(fù)，但氮添加對(duì)硝酸還原酶活性的抑制遺留效應(yīng)依然存在。W處理的硝酸還原酶活性為[X80]nmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異，說(shuō)明增水對(duì)硝酸還原酶活性的影響在第二年仍不明顯。NW處理的硝酸還原酶活性上升至[X81]nmolg-1h-1，雖仍低于CK處理，但相比2021年上升幅度明顯，表明氮水添加停止后，氮水對(duì)硝酸還原酶活性的抑制作用逐漸減弱，氮水添加對(duì)硝酸還原酶活性的負(fù)遺留效應(yīng)有所緩解。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的脲酶和硝酸還原酶活性變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。2021年，CK處理的脲酶活性為[X82]μmolg-1h-1，N處理為[X83]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）；W處理為[X84]μmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理為[X85]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）。2022年，CK處理的脲酶活性為[X86]μmolg-1h-1，N處理下降至[X87]μmolg-1h-1，仍顯著高于CK處理（P<0.05）；W處理上升至[X88]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）；NW處理下降至[X89]μmolg-1h-1，雖高于CK處理，但差異不顯著。硝酸還原酶活性方面，2021年，CK處理的硝酸還原酶活性為[X90]nmolg-1h-1，N處理為[X91]nmolg-1h-1，顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理為[X92]nmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理為[X93]nmolg-1h-1，顯著低于CK處理（P<0.05）。2022年，CK處理的硝酸還原酶活性為[X94]nmolg-1h-1，N處理上升至[X95]nmolg-1h-1，仍顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理為[X96]nmolg-1h-1，與CK處理無(wú)顯著差異；NW處理上升至[X97]nmolg-1h-1，雖仍低于CK處理，但相比2021年上升明顯。這表明亞表層土壤參與氮循環(huán)的酶活性對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，受外界環(huán)境因素影響較小，酶的合成和活性變化相對(duì)緩慢。<插入圖5：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤脲酶和硝酸還原酶活性在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>4.3參與磷循環(huán)的酶活性變化在土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)中，磷循環(huán)起著至關(guān)重要的作用，而參與磷循環(huán)的酶活性變化則是影響磷循環(huán)過(guò)程的關(guān)鍵因素之一。酸性磷酸酶是一種能夠催化有機(jī)磷化合物水解，釋放出無(wú)機(jī)磷供植物和微生物利用的重要酶類，其活性高低直接反映了土壤中有機(jī)磷的礦化能力和磷素的有效性。在停止氮水添加后的2021-2022年，不同處理下土壤酸性磷酸酶活性呈現(xiàn)出明顯的變化（圖6）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理的酸性磷酸酶活性為[X98]μmolg-1h-1。施氮（N）處理的酸性磷酸酶活性顯著低于CK處理（P<0.05），僅為[X99]μmolg-1h-1。長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤酸化，抑制了產(chǎn)酸性磷酸酶微生物的生長(zhǎng)和活性，同時(shí)改變了土壤中磷的化學(xué)形態(tài)和吸附解吸平衡，使得有機(jī)磷的礦化受阻，酸性磷酸酶活性降低。增水（W）處理的酸性磷酸酶活性為[X100]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）。增水改善了土壤的水分條件，增強(qiáng)了微生物的代謝活動(dòng)和酶的合成，促進(jìn)了有機(jī)磷的分解，從而提高了酸性磷酸酶活性。氮水添加（NW）處理的酸性磷酸酶活性為[X101]μmolg-1h-1，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理，說(shuō)明氮添加在一定程度上抵消了增水對(duì)酸性磷酸酶活性的促進(jìn)作用，氮水交互作用對(duì)酸性磷酸酶活性的影響較為復(fù)雜。到了2022年，CK處理的酸性磷酸酶活性略有下降，為[X102]μmolg-1h-1，可能是由于自然環(huán)境的季節(jié)性變化以及微生物群落的自身調(diào)節(jié)導(dǎo)致。N處理的酸性磷酸酶活性有所上升，達(dá)到[X103]μmolg-1h-1，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），表明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤微生物群落逐漸適應(yīng)新的環(huán)境，產(chǎn)酸性磷酸酶微生物的活性有所恢復(fù)，但氮添加對(duì)酸性磷酸酶活性的抑制遺留效應(yīng)依然存在。W處理的酸性磷酸酶活性繼續(xù)上升至[X104]μmolg-1h-1，與CK處理的差異進(jìn)一步增大，說(shuō)明增水對(duì)酸性磷酸酶活性的促進(jìn)作用在停止增水后仍在持續(xù)增強(qiáng)。NW處理的酸性磷酸酶活性上升至[X105]μmolg-1h-1，雖仍低于W處理，但相比2021年上升幅度明顯，表明氮水添加停止后，氮對(duì)增水促進(jìn)酸性磷酸酶活性的抑制作用逐漸減弱，氮水添加對(duì)酸性磷酸酶活性的負(fù)遺留效應(yīng)有所緩解。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的酸性磷酸酶活性變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。2021年，CK處理的酸性磷酸酶活性為[X106]μmolg-1h-1，N處理為[X107]μmolg-1h-1，顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理為[X108]μmolg-1h-1，顯著高于CK處理（P<0.05）；NW處理為[X109]μmolg-1h-1，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理。2022年，CK處理的酸性磷酸酶活性為[X110]μmolg-1h-1，N處理上升至[X111]μmolg-1h-1，仍顯著低于CK處理（P<0.05）；W處理上升至[X112]μmolg-1h-1，與CK處理的差異進(jìn)一步增大；NW處理上升至[X113]μmolg-1h-1，雖仍低于W處理，但相比2021年上升明顯。這表明亞表層土壤酸性磷酸酶活性對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，受外界環(huán)境因素影響較小，酶的合成和活性變化相對(duì)緩慢。<插入圖6：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤酸性磷酸酶活性在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>五、長(zhǎng)期氮水添加對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的遺留效應(yīng)5.1基于磷脂脂肪酸（PLFA）分析的微生物群落結(jié)構(gòu)變化磷脂脂肪酸（PLFA）作為細(xì)胞膜的重要組成成分，具有結(jié)構(gòu)多樣性和高生物學(xué)特異性，是有效的生物標(biāo)記物，可用于表征土壤微生物群落結(jié)構(gòu)。通過(guò)對(duì)不同處理下土壤PLFA組成的分析，能夠深入了解長(zhǎng)期氮水添加停止后土壤微生物群落中細(xì)菌、真菌、放線菌等不同類群的相對(duì)豐度以及群落結(jié)構(gòu)的遺留變化。在停止氮水添加后的2021-2022年，不同處理下土壤微生物群落的PLFA組成存在顯著差異（圖7）。在0-15cm表層土壤中，2021年對(duì)照（CK）處理檢測(cè)到的總PLFA含量為[X114]nmol/g，其中細(xì)菌PLFA含量占比最高，為[X115]%，真菌PLFA含量占比為[X116]%，放線菌PLFA含量占比為[X117]%，這表明在自然狀態(tài)下，細(xì)菌是表層土壤微生物群落的優(yōu)勢(shì)類群。施氮（N）處理的總PLFA含量顯著低于CK處理（P<0.05），為[X118]nmol/g，其中細(xì)菌PLFA含量占比下降至[X119]%，真菌PLFA含量占比上升至[X120]%，放線菌PLFA含量占比變化不顯著。長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤酸化，抑制了部分細(xì)菌的生長(zhǎng)，使得細(xì)菌在微生物群落中的相對(duì)豐度降低，而真菌對(duì)酸性環(huán)境具有更強(qiáng)的耐受性，其相對(duì)豐度有所增加。增水（W）處理的總PLFA含量顯著高于CK處理（P<0.05），達(dá)到[X121]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比為[X122]%，與CK處理無(wú)顯著差異，真菌PLFA含量占比為[X123]%，略有下降，放線菌PLFA含量占比上升至[X124]%。增水改善了土壤水分條件，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)和代謝，使得總PLFA含量增加，同時(shí)也改變了微生物群落中不同類群的相對(duì)比例，放線菌的相對(duì)豐度有所提高。氮水添加（NW）處理的總PLFA含量為[X125]nmol/g，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理，細(xì)菌PLFA含量占比為[X126]%，低于CK處理，真菌PLFA含量占比為[X127]%，高于CK處理，放線菌PLFA含量占比為[X128]%，與CK處理無(wú)顯著差異。氮水添加對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響較為復(fù)雜，氮添加的負(fù)效應(yīng)在一定程度上抵消了增水的正效應(yīng)，導(dǎo)致總PLFA含量和微生物群落結(jié)構(gòu)處于兩者之間的狀態(tài)。到了2022年，CK處理的總PLFA含量略有下降，為[X129]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比為[X130]%，真菌PLFA含量占比為[X131]%，放線菌PLFA含量占比為[X132]%，可能是由于自然環(huán)境的季節(jié)性變化以及微生物群落的自身調(diào)節(jié)導(dǎo)致。N處理的總PLFA含量有所上升，達(dá)到[X133]nmol/g，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），細(xì)菌PLFA含量占比上升至[X134]%，但仍低于CK處理，真菌PLFA含量占比下降至[X135]%，仍高于CK處理，表明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤微生物群落逐漸適應(yīng)新的環(huán)境，細(xì)菌的相對(duì)豐度有所恢復(fù)，但氮添加對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的影響依然存在。W處理的總PLFA含量繼續(xù)上升至[X136]nmol/g，與CK處理的差異進(jìn)一步增大，細(xì)菌PLFA含量占比為[X137]%，略有上升，真菌PLFA含量占比為[X138]%，略有下降，放線菌PLFA含量占比為[X139]%，保持相對(duì)穩(wěn)定，說(shuō)明增水對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的促進(jìn)作用在停止增水后仍在持續(xù)。NW處理的總PLFA含量上升至[X140]nmol/g，雖仍低于W處理，但相比2021年上升幅度明顯，細(xì)菌PLFA含量占比上升至[X141]%，真菌PLFA含量占比下降至[X142]%，放線菌PLFA含量占比為[X143]%，表明氮水添加停止后，氮水對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)的綜合影響逐漸減弱，微生物群落結(jié)構(gòu)逐漸向自然狀態(tài)恢復(fù)。在15-30cm亞表層土壤中，各處理的PLFA組成變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。2021年，CK處理的總PLFA含量為[X144]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比為[X145]%，真菌PLFA含量占比為[X146]%，放線菌PLFA含量占比為[X147]%。N處理的總PLFA含量顯著低于CK處理（P<0.05），為[X148]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比下降至[X149]%，真菌PLFA含量占比上升至[X150]%，放線菌PLFA含量占比變化不顯著。W處理的總PLFA含量顯著高于CK處理（P<0.05），達(dá)到[X151]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比為[X152]%，與CK處理無(wú)顯著差異，真菌PLFA含量占比為[X153]%，略有下降，放線菌PLFA含量占比上升至[X154]%。NW處理的總PLFA含量為[X155]nmol/g，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理，細(xì)菌PLFA含量占比為[X156]%，低于CK處理，真菌PLFA含量占比為[X157]%，高于CK處理，放線菌PLFA含量占比為[X158]%，與CK處理無(wú)顯著差異。2022年，CK處理的總PLFA含量為[X159]nmol/g，細(xì)菌PLFA含量占比為[X160]%，真菌PLFA含量占比為[X161]%，放線菌PLFA含量占比為[X162]%。N處理的總PLFA含量上升至[X163]nmol/g，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），細(xì)菌PLFA含量占比上升至[X164]%，但仍低于CK處理，真菌PLFA含量占比下降至[X165]%，仍高于CK處理。W處理的總PLFA含量上升至[X166]nmol/g，與CK處理的差異進(jìn)一步增大，細(xì)菌PLFA含量占比為[X167]%，略有上升，真菌PLFA含量占比為[X168]%，略有下降，放線菌PLFA含量占比為[X169]%，保持相對(duì)穩(wěn)定。NW處理的總PLFA含量上升至[X170]nmol/g，雖仍低于W處理，但相比2021年上升明顯，細(xì)菌PLFA含量占比上升至[X171]%，真菌PLFA含量占比下降至[X172]%，放線菌PLFA含量占比為[X173]%。這表明亞表層土壤微生物群落結(jié)構(gòu)對(duì)氮水添加的遺留效應(yīng)響應(yīng)相對(duì)滯后且較弱，可能是由于該深度土壤微生物活性較低，受外界環(huán)境因素影響較小，微生物群落結(jié)構(gòu)相對(duì)穩(wěn)定。<插入圖7：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物群落磷脂脂肪酸（PLFA）組成在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>5.2基于高通量測(cè)序分析的微生物群落結(jié)構(gòu)變化高通量測(cè)序技術(shù)作為一種高效、全面的分子生物學(xué)研究手段，能夠從基因?qū)用嫔钊虢馕鐾寥牢⑸锶郝浣Y(jié)構(gòu)，為探究長(zhǎng)期氮水添加停止后的遺留效應(yīng)提供了更精細(xì)的視角。通過(guò)對(duì)不同處理下土壤微生物16SrRNA基因（細(xì)菌）和ITS基因（真菌）的高通量測(cè)序分析，能夠準(zhǔn)確揭示微生物群落中各物種的相對(duì)豐度、多樣性以及群落組成的變化。在2021-2022年，基于高通量測(cè)序的結(jié)果顯示，不同處理下土壤微生物群落的物種組成存在顯著差異（圖8）。在0-15cm表層土壤中，細(xì)菌群落方面，對(duì)照（CK）處理中變形菌門（Proteobacteria）、放線菌門（Actinobacteria）和酸桿菌門（Acidobacteria）為優(yōu)勢(shì)菌門，相對(duì)豐度分別為[X174]%、[X175]%和[X176]%。施氮（N）處理后，變形菌門相對(duì)豐度下降至[X177]%，酸桿菌門相對(duì)豐度上升至[X178]%，這可能是由于氮添加導(dǎo)致土壤酸化，酸桿菌門對(duì)酸性環(huán)境具有較強(qiáng)的適應(yīng)性，從而其相對(duì)豐度增加。增水（W）處理下，變形菌門相對(duì)豐度為[X179]%，略有上升，放線菌門相對(duì)豐度上升至[X180]%，表明增水改善了土壤水分條件，有利于放線菌等微生物的生長(zhǎng)。氮水添加（NW）處理中，變形菌門相對(duì)豐度為[X181]%，介于N和W處理之間，酸桿菌門相對(duì)豐度為[X182]%，高于CK處理，說(shuō)明氮水添加對(duì)細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的影響是氮和水共同作用的結(jié)果，且氮的酸化效應(yīng)在一定程度上影響了細(xì)菌群落的組成。真菌群落方面，CK處理中子囊菌門（Ascomycota）和擔(dān)子菌門（Basidiomycota）為優(yōu)勢(shì)菌門，相對(duì)豐度分別為[X183]%和[X184]%。N處理后，子囊菌門相對(duì)豐度上升至[X185]%，擔(dān)子菌門相對(duì)豐度下降至[X186]%，這可能是因?yàn)榈砑痈淖兞送寥拉h(huán)境，使得子囊菌門更具競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)。W處理下，子囊菌門相對(duì)豐度為[X187]%，略有下降，擔(dān)子菌門相對(duì)豐度為[X188]%，變化不明顯。NW處理中，子囊菌門相對(duì)豐度為[X189]%，高于CK處理，擔(dān)子菌門相對(duì)豐度為[X190]%，低于CK處理，表明氮水添加對(duì)真菌群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生了顯著影響，改變了優(yōu)勢(shì)真菌類群的相對(duì)比例。在物種多樣性指數(shù)方面，2021年，0-15cm表層土壤中，Shannon-Wiener指數(shù)顯示，CK處理為[X191]，N處理顯著低于CK處理（P<0.05），為[X192]，說(shuō)明氮添加降低了細(xì)菌群落的多樣性。W處理為[X193]，與CK處理無(wú)顯著差異，表明增水對(duì)細(xì)菌群落多樣性影響較小。NW處理為[X194]，顯著低于CK處理（P<0.05），且低于N處理，說(shuō)明氮水添加對(duì)細(xì)菌群落多樣性的抑制作用更為明顯。Simpson指數(shù)也呈現(xiàn)類似趨勢(shì)，CK處理為[X195]，N處理為[X196]，W處理為[X197]，NW處理為[X198]。到了2022年，N處理的Shannon-Wiener指數(shù)上升至[X199]，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），表明隨著氮添加停止時(shí)間的延長(zhǎng)，細(xì)菌群落多樣性有所恢復(fù)，但氮添加的遺留效應(yīng)依然存在。W處理的Shannon-Wiener指數(shù)為[X200]，略有上升，與CK處理無(wú)顯著差異。NW處理的Shannon-Wiener指數(shù)上升至[X201]，雖仍低于CK處理，但相比2021年上升明顯，說(shuō)明氮水添加停止后，細(xì)菌群落多樣性逐漸向自然狀態(tài)恢復(fù)。在15-30cm亞表層土壤中，各處理下微生物群落的物種組成和多樣性變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。這是因?yàn)閬啽韺油寥朗芡饨绛h(huán)境因素影響較弱，微生物群落相對(duì)穩(wěn)定。例如，細(xì)菌群落中，2021年CK處理的變形菌門相對(duì)豐度為[X202]%，N處理下降至[X203]%，W處理為[X204]%，略有上升，NW處理為[X205]%，介于N和W處理之間。真菌群落中，CK處理的子囊菌門相對(duì)豐度為[X206]%，N處理上升至[X207]%，W處理為[X208]%，略有下降，NW處理為[X209]%，高于CK處理。物種多樣性指數(shù)方面，2021年，Shannon-Wiener指數(shù)顯示，CK處理為[X210]，N處理顯著低于CK處理（P<0.05），為[X211]，W處理為[X212]，與CK處理無(wú)顯著差異，NW處理顯著低于CK處理（P<0.05），為[X213]。2022年，N處理的Shannon-Wiener指數(shù)上升至[X214]，但仍顯著低于CK處理（P<0.05），W處理為[X215]，略有上升，NW處理上升至[X216]，雖仍低于CK處理，但相比2021年上升明顯。<插入圖8：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物群落基于高通量測(cè)序的物種組成在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>5.3微生物群落功能預(yù)測(cè)與分析借助PICRUSt2等生物信息學(xué)工具，基于高通量測(cè)序獲得的微生物16SrRNA基因和ITS基因數(shù)據(jù)，對(duì)不同處理下土壤微生物群落的功能進(jìn)行預(yù)測(cè)分析，旨在深入探究長(zhǎng)期氮水添加停止后對(duì)土壤生態(tài)功能的遺留影響。在2021-2022年，功能預(yù)測(cè)結(jié)果顯示，不同處理下土壤微生物群落的功能基因豐度存在顯著差異（圖9）。在0-15cm表層土壤中，與碳代謝相關(guān)的功能基因方面，對(duì)照（CK）處理中碳水化合物轉(zhuǎn)運(yùn)與代謝相關(guān)基因的豐度為[X217]，處于相對(duì)穩(wěn)定的自然水平。施氮（N）處理后，該基因豐度顯著低于CK處理（P<0.05），為[X218]。長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤酸化，抑制了參與碳水化合物代謝的微生物活性，使得相關(guān)功能基因的表達(dá)受到抑制，土壤中碳水化合物的分解和轉(zhuǎn)化過(guò)程受到影響。增水（W）處理下，碳水化合物轉(zhuǎn)運(yùn)與代謝相關(guān)基因豐度顯著高于CK處理（P<0.05），達(dá)到[X219]。增水改善了土壤水分條件，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)和代謝，增強(qiáng)了微生物對(duì)碳水化合物的利用能力，從而提高了相關(guān)功能基因的豐度。氮水添加（NW）處理中，該基因豐度為[X220]，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理，說(shuō)明氮添加在一定程度上抵消了增水對(duì)碳代謝相關(guān)功能基因豐度的促進(jìn)作用，氮水交互作用對(duì)碳代謝功能的影響較為復(fù)雜。在氮代謝相關(guān)功能基因方面，CK處理中硝化作用相關(guān)基因的豐度為[X221]。N處理后，硝化作用相關(guān)基因豐度顯著高于CK處理（P<0.05），達(dá)到[X222]。長(zhǎng)期氮添加為硝化細(xì)菌提供了充足的底物，刺激了硝化作用相關(guān)基因的表達(dá)，使得土壤中硝化作用增強(qiáng)。然而，硝酸還原酶相關(guān)基因豐度在N處理下顯著低于CK處理（P<0.05），為[X223]，這可能是由于氮添加導(dǎo)致土壤中硝態(tài)氮積累，抑制了硝酸還原酶基因的表達(dá)，使得硝態(tài)氮的還原過(guò)程受阻。W處理下，硝化作用相關(guān)基因豐度為[X224]，與CK處理無(wú)顯著差異，硝酸還原酶相關(guān)基因豐度為[X225]，也與CK處理無(wú)顯著差異，表明單純?cè)鏊谕Ｖ固幚砗蟮那皟赡陮?duì)氮代謝相關(guān)功能基因豐度的影響不明顯。NW處理中，硝化作用相關(guān)基因豐度為[X226]，顯著高于CK處理（P<0.05），且高于N處理，硝酸還原酶相關(guān)基因豐度為[X227]，顯著低于CK處理（P<0.05），且低于N處理，說(shuō)明氮水添加對(duì)氮代謝相關(guān)功能基因豐度的影響是氮和水共同作用的結(jié)果，且加劇了氮代謝過(guò)程的失衡。在15-30cm亞表層土壤中，各處理下微生物群落的功能基因豐度變化趨勢(shì)與表層土壤類似，但變化幅度相對(duì)較小。這是因?yàn)閬啽韺油寥朗芡饨绛h(huán)境因素影響較弱，微生物群落相對(duì)穩(wěn)定，功能基因的表達(dá)也相對(duì)穩(wěn)定。例如，在碳代謝相關(guān)功能基因方面，2021年CK處理的碳水化合物轉(zhuǎn)運(yùn)與代謝相關(guān)基因豐度為[X228]，N處理下降至[X229]，顯著低于CK處理（P<0.05），W處理為[X230]，顯著高于CK處理（P<0.05），NW處理為[X231]，顯著低于W處理（P<0.05），但高于N處理。2022年，各處理的變化趨勢(shì)基本一致，只是變化幅度略有不同。在氮代謝相關(guān)功能基因方面，2021年CK處理的硝化作用相關(guān)基因豐度為[X232]，N處理上升至[X233]，顯著高于CK處理（P<0.05），硝酸還原酶相關(guān)基因豐度為[X234]，顯著低于CK處理（P<0.05），W處理的硝化作用相關(guān)基因豐度為[X235]，與CK處理無(wú)顯著差異，硝酸還原酶相關(guān)基因豐度為[X236]，也與CK處理無(wú)顯著差異，NW處理的硝化作用相關(guān)基因豐度為[X237]，顯著高于CK處理（P<0.05），且高于N處理，硝酸還原酶相關(guān)基因豐度為[X238]，顯著低于CK處理（P<0.05），且低于N處理。2022年，各處理的變化趨勢(shì)依然類似，只是幅度有所差異。<插入圖9：不同處理下0-15cm和15-30cm土壤微生物群落功能基因豐度在2021年和2022年的變化（圖中不同字母表示差異顯著，P<0.05）>六、土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)的影響因素分析6.1土壤理化性質(zhì)的作用土壤理化性質(zhì)作為土壤微生物生存和活動(dòng)的基礎(chǔ)環(huán)境，對(duì)土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)起著至關(guān)重要的作用，二者之間存在著復(fù)雜而緊密的相互關(guān)系。土壤pH值是影響土壤微生物學(xué)特性的關(guān)鍵理化性質(zhì)之一。在本研究中，長(zhǎng)期氮添加導(dǎo)致土壤pH值顯著下降，呈現(xiàn)出明顯的酸化趨勢(shì)。相關(guān)數(shù)據(jù)顯示，氮添加處理下土壤pH值較對(duì)照平均下降了[X]個(gè)單位。土壤酸化對(duì)土壤微生物生物量產(chǎn)生了顯著的負(fù)面影響，如在0-15cm表層土壤中，氮添加處理的微生物生物量碳含量較對(duì)照降低了[X]%。這是因?yàn)橥寥纏H值的改變會(huì)直接影響微生物細(xì)胞的結(jié)構(gòu)和功能，破壞細(xì)胞膜的穩(wěn)定性，進(jìn)而抑制微生物的生長(zhǎng)和繁殖。同時(shí)，土壤酸化還會(huì)改變土壤中養(yǎng)分的化學(xué)形態(tài)和有效性，使得一些對(duì)微生物生長(zhǎng)必需的營(yíng)養(yǎng)元素如鐵、鋁等的溶解度增加，對(duì)微生物產(chǎn)生毒性作用。此外，土壤pH值的變化還會(huì)影響微生物群落結(jié)構(gòu)，使一些適應(yīng)酸性環(huán)境的微生物類群成為優(yōu)勢(shì)種群，而一些不耐酸的微生物則逐漸減少。例如，在氮添加處理下，土壤中嗜酸的酸桿菌門相對(duì)豐度顯著增加，而對(duì)酸性環(huán)境較為敏感的放線菌門相對(duì)豐度則有所下降。土壤有機(jī)質(zhì)是土壤微生物生命活動(dòng)所需養(yǎng)分和能量的主要來(lái)源，其含量和組成的變化對(duì)土壤微生物學(xué)特性有著深遠(yuǎn)影響。在停止氮水添加后，土壤有機(jī)質(zhì)含量與微生物生物量碳氮呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系。在15-30cm亞表層土壤中，土壤有機(jī)質(zhì)含量每增加1g/kg，微生物生物量碳含量平均增加[X]mg/kg，微生物生物量氮含量平均增加[X]mg/kg。這是因?yàn)樨S富的土壤有機(jī)質(zhì)為微生物提供了充足的碳源和能源，促進(jìn)了微生物的生長(zhǎng)和代謝活動(dòng)。同時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)還能改善土壤結(jié)構(gòu)，增加土壤孔隙度，為微生物提供良好的生存空間。此外，土壤有機(jī)質(zhì)的分解過(guò)程會(huì)產(chǎn)生一系列的中間產(chǎn)物，這些產(chǎn)物可以作為微生物的信號(hào)分子，調(diào)節(jié)微生物的生理活動(dòng)和群落結(jié)構(gòu)。例如，一些低分子量的有機(jī)酸和糖類物質(zhì)可以刺激某些微生物的生長(zhǎng)和繁殖，而一些難分解的有機(jī)物質(zhì)則會(huì)篩選出具有特殊代謝能力的微生物類群。土壤養(yǎng)分含量，如氮、磷、鉀等，也是影響土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)的重要因素。在本研究中，長(zhǎng)期氮添加雖然增加了土壤中氮素的含量，但卻導(dǎo)致了土壤中氮素形態(tài)的改變和氮素循環(huán)的失衡，進(jìn)而影響了土壤微生物的生長(zhǎng)和功能。例如，氮添加使得土壤中硝態(tài)氮含量顯著增加，而銨態(tài)氮含量相對(duì)減少。這種氮素形態(tài)的變化會(huì)影響微生物對(duì)氮素的利用效率，一些偏好利用銨態(tài)氮的微生物生長(zhǎng)受到抑制，而一些能夠利用硝態(tài)氮的微生物則得到了發(fā)展。同時(shí)，氮添加還會(huì)影響土壤中參與氮循環(huán)的酶活性，如硝酸還原酶活性在氮添加處理下顯著降低，導(dǎo)致硝態(tài)氮的還原過(guò)程受阻，土壤中氮素的有效性降低。在磷素方面，土壤中有效磷含量與參與磷循環(huán)的酸性磷酸酶活性密切相關(guān)。當(dāng)土壤中有效磷含量較低時(shí)，微生物會(huì)分泌更多的酸性磷酸酶，以促進(jìn)有機(jī)磷的分解和釋放，提高磷素的有效性。在本研究中，增水和氮水添加處理在一定程度上提高了土壤中有效磷含量，從而促進(jìn)了酸性磷酸酶活性的增加，加速了土壤中磷的循環(huán)。6.2植物群落特征的影響植物群落作為草原生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，與土壤微生物之間存在著緊密的相互作用關(guān)系，其群落特征的變化對(duì)土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)具有顯著影響。植物生物量的變化是植物群落對(duì)長(zhǎng)期氮水添加響應(yīng)的重要表現(xiàn)之一，且與土壤微生物學(xué)特性密切相關(guān)。在本研究中，長(zhǎng)期氮添加處理顯著增加了植物地上生物量，相關(guān)數(shù)據(jù)顯示，氮添加處理下植物地上生物量較對(duì)照平均增加了[X]%。這是因?yàn)榈厥侵参锷L(zhǎng)的重要限制因子之一，適量的氮添加為植物提供了充足的養(yǎng)分，促進(jìn)了植物的光合作用和生長(zhǎng)發(fā)育。然而，植物地上生物量的增加并未對(duì)土壤微生物生物量產(chǎn)生一致的促進(jìn)作用。在0-15cm表層土壤中，雖然植物地上生物量增加，但氮添加處理下的微生物生物量碳含量卻顯著降低。這可能是由于氮添加導(dǎo)致土壤酸化，抑制了微生物的生長(zhǎng)和繁殖。同時(shí)，植物地上生物量的增加可能會(huì)改變土壤的微環(huán)境，如增加土壤的遮蔭程度，降低土壤溫度和通氣性，從而影響微生物的生存和活動(dòng)。此外，植物地上生物量的增加還可能導(dǎo)致植物對(duì)土壤養(yǎng)分的競(jìng)爭(zhēng)加劇，使得微生物可利用的養(yǎng)分減少，進(jìn)而影響微生物生物量。例如，在一些研究中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)植物地上生物量過(guò)高時(shí)，微生物生物量會(huì)出現(xiàn)下降趨勢(shì)，因?yàn)橹参锔禃?huì)優(yōu)先吸收土壤中的養(yǎng)分，使得微生物可獲取的養(yǎng)分不足。植物物種組成的改變也是長(zhǎng)期氮水添加對(duì)植物群落產(chǎn)生的重要影響，進(jìn)而對(duì)土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)產(chǎn)生作用。長(zhǎng)期氮水添加處理導(dǎo)致植物群落中物種組成發(fā)生顯著變化，一些對(duì)氮敏感的物種逐漸減少，而一些耐氮物種則成為優(yōu)勢(shì)種。在本研究中，氮添加處理使得草原上的一些豆科植物物種相對(duì)豐度下降，而禾本科植物物種相對(duì)豐度增加。這種物種組成的改變會(huì)影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能。不同植物物種通過(guò)根系分泌物、凋落物等方式向土壤中輸入不同種類和數(shù)量的有機(jī)物質(zhì)，從而影響土壤微生物的生長(zhǎng)和代謝。例如，豆科植物具有固氮能力，其根系分泌物和凋落物中含有豐富的氮素，能夠?yàn)橥寥牢⑸锾峁┑?，促進(jìn)與氮循環(huán)相關(guān)的微生物生長(zhǎng)。而禾本科植物的根系分泌物和凋落物則可能含有更多的碳源，會(huì)影響與碳循環(huán)相關(guān)的微生物群落結(jié)構(gòu)。此外，不同植物物種的根系形態(tài)和分布也不同，會(huì)改變土壤的物理結(jié)構(gòu)和通氣性，進(jìn)而影響土壤微生物的生存環(huán)境。有研究表明，根系發(fā)達(dá)、分布較深的植物能夠增加土壤的孔隙度，改善土壤通氣性，有利于一些好氣性微生物的生長(zhǎng)。植物覆蓋度作為植物群落的重要特征之一，對(duì)土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)同樣具有重要影響。在本研究中，增水和氮水添加處理在一定程度上提高了植物覆蓋度，為土壤微生物提供了更為適宜的生存環(huán)境。植物覆蓋度的增加可以減少土壤水分的蒸發(fā)，保持土壤濕潤(rùn)，為微生物的生長(zhǎng)和代謝提供良好的水分條件。相關(guān)研究表明，當(dāng)植物覆蓋度增加10%時(shí)，土壤水分蒸發(fā)量可降低[X]%，從而有利于微生物的生存。同時(shí)，植物覆蓋度的增加還可以降低土壤溫度的波動(dòng)，減少極端溫度對(duì)微生物的傷害。在夏季高溫時(shí)段，植物覆蓋度較高的區(qū)域土壤溫度比覆蓋度低的區(qū)域平均低[X]℃，這為微生物提供了相對(duì)穩(wěn)定的溫度環(huán)境。此外，植物覆蓋度的增加還能減少土壤侵蝕，保護(hù)土壤微生物群落的棲息地。當(dāng)植物覆蓋度較低時(shí)，土壤容易受到雨水沖刷和風(fēng)力侵蝕，導(dǎo)致土壤中的微生物群落結(jié)構(gòu)被破壞。而植物覆蓋度的增加可以通過(guò)根系的固土作用和地上部分的阻擋作用，減少土壤侵蝕，維持土壤微生物群落的穩(wěn)定性。6.3氣候因素的調(diào)節(jié)作用氣候因素作為影響草原生態(tài)系統(tǒng)的重要外部驅(qū)動(dòng)力，在長(zhǎng)期氮水添加遺留效應(yīng)中扮演著關(guān)鍵的調(diào)節(jié)角色，對(duì)土壤微生物響應(yīng)產(chǎn)生著深遠(yuǎn)影響。降水作為草原生態(tài)系統(tǒng)中水分的主要來(lái)源，其變化對(duì)土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)具有顯著調(diào)節(jié)作用。在本研究區(qū)域，降水主要集中在夏季，年際變化較大，這種降水的時(shí)空異質(zhì)性為研究其對(duì)氮水添加遺留效應(yīng)的調(diào)節(jié)作用提供了豐富的自然條件。在干旱年份，降水的減少會(huì)加劇土壤水分的匱乏，使得土壤微生物可利用的水分顯著降低，進(jìn)而抑制微生物的生長(zhǎng)和代謝活動(dòng)。在氮添加處理下，干旱條件會(huì)進(jìn)一步增強(qiáng)氮對(duì)土壤微生物生物量的抑制作用。相關(guān)研究表明，在干旱年份，氮添加處理的土壤微生物生物量碳含量較濕潤(rùn)年份降低了[X]%。這是因?yàn)樗植蛔阆拗屏宋⑸飳?duì)養(yǎng)分的吸收和運(yùn)輸，同時(shí)也影響了微生物細(xì)胞膜的流動(dòng)性和穩(wěn)定性，導(dǎo)致微生物活性下降。相反，在降水較多的年份，充足的水分供應(yīng)改善了土壤的濕潤(rùn)程度，為微生物提供了更適宜的生存環(huán)境。增水和氮水添加處理在降水豐富的年份，對(duì)土壤微生物生物量和酶活性的促進(jìn)作用更為明顯。例如，在降水較多的年份，增水和氮水添加處理下的土壤β-葡萄糖苷酶活性較干旱年份分別提高了[X]%和[X]%，這表明充足的降水能夠增強(qiáng)微生物對(duì)有機(jī)碳的分解能力，促進(jìn)土壤碳循環(huán)。此外，降水還會(huì)通過(guò)影響土壤中養(yǎng)分的淋溶和再分配，間接影響土壤微生物的生長(zhǎng)和功能。過(guò)多的降水可能導(dǎo)致土壤中養(yǎng)分的流失，使得微生物可利用的養(yǎng)分減少；而適量的降水則有利于養(yǎng)分的溶解和擴(kuò)散，提高養(yǎng)分的有效性，促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)。溫度作為另一個(gè)重要的氣候因素，對(duì)土壤微生物學(xué)特性遺留效應(yīng)同樣具有不可忽視的調(diào)節(jié)作用。在本研究區(qū)域，夏季氣溫較高，冬季氣溫較低，年平均氣溫在0℃-2℃之間，這種較大的溫度年較差為研究溫度對(duì)氮水添加遺留效應(yīng)的調(diào)節(jié)作用創(chuàng)造了條件。在高溫季節(jié)，較高的土壤溫度能夠加快微生物的新陳代謝速率，促進(jìn)微生物對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的分解和轉(zhuǎn)化。在氮添加處理下，高溫條件會(huì)增強(qiáng)氮對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。研究發(fā)現(xiàn)，在夏季高溫時(shí)段，氮添加處理下土壤中酸桿菌門的相對(duì)豐度較其他季節(jié)增加了[X]%，這是因?yàn)樗釛U菌門對(duì)高溫環(huán)境具有較強(qiáng)的適應(yīng)性，在高溫條件下能夠更好地利用氮素資源，從而在微生物群落中占據(jù)優(yōu)勢(shì)。然而，過(guò)高的溫度也可能對(duì)微生物產(chǎn)生負(fù)面影響，當(dāng)溫度超過(guò)微生物的適宜生長(zhǎng)范圍時(shí)，會(huì)導(dǎo)致微生物蛋白質(zhì)變性、酶活性降低，甚至引起微生物死亡。在冬季低溫時(shí)期，土壤溫度的降低會(huì)顯著抑制微生物的活性，使得微生物的生長(zhǎng)和代謝活動(dòng)減緩。在增水和氮水添加處理下，低溫條件會(huì)減弱水分和氮對(duì)土壤微生物的促進(jìn)作用。例如，在冬季，增水和氮水添加處理下的土壤微生物生物量較夏季分別降低了[X]%和[X]%，這表明低溫限制了微生物對(duì)水分和氮素的利用效率，使得微生物的生長(zhǎng)受到抑制。此外，溫度還會(huì)影響土壤中酶的活性，不同酶對(duì)溫度的響應(yīng)存在差異。一些參與碳循環(huán)的酶，如β-葡萄糖苷酶，在適宜溫度范圍內(nèi)，酶活性隨溫度升高而增加；而當(dāng)溫度過(guò)高或過(guò)低時(shí)，酶活性則會(huì)下降。七、結(jié)論與展望7.1主要研究結(jié)論本研究通過(guò)對(duì)內(nèi)蒙古典型草原長(zhǎng)期氮水添加實(shí)驗(yàn)平臺(tái)停止氮水添加后的觀測(cè)分析，系統(tǒng)揭示了長(zhǎng)期氮水添加對(duì)土壤微生物學(xué)特性的遺留效應(yīng)，主要研究結(jié)論如下：土壤微生物生物量：停止氮水添加后，氮添加對(duì)土壤微生物生物量碳（MBC）具有顯著的負(fù)遺留效應(yīng)，導(dǎo)致MBC含量在停止添加后的兩年內(nèi)仍顯著低于對(duì)照處理，這可能是由于長(zhǎng)期氮添加引起的土壤酸化抑制了微生物的生長(zhǎng)和繁殖。而