2014, Vol.35 
植物在其正常生长发育过程中需要从土壤中吸收足够的氮素营养. 但是占土壤氮库总量95%以上的有机态氮不能被植物直接利用，这些氮素只有通过微生物的矿化作用转化为土壤中的无机形态(NO-3 -N、 NH+4-N)才能被植物吸收利用. 因此土壤中铵态氮和硝态氮的含量以及有机氮化合物转化为铵态氮和硝态氮的速率直接影响着土壤的氮素供给能力[1]. 陆地生态系统中，土壤有效氮通常是限制植物生长的主要因素[2]. 而氮素可利用性限制着植物对土壤氮养分利用效率，进而影响到物种组成、 物种多样性和生态系统的初级生产力[3]，并且与水分利用效率、 土壤有机质动态、 系统物质循环、 群落演替之间存在反馈关系[4]. 因此，研究土壤中有机氮、 无机氮的状况和氮矿化速率及其影响因素对探讨草地生产力和氮素转化具有重要意义. 国内外学者对草地土壤的氮素矿化速率及其影响因素进行了研究. 李玉中等[5]发现东北不同草地土壤氮素矿化速率存在显著的季节性变化，刘杏仁等[6]发现内蒙古不同草地矿化过程中土壤水分变化量与土壤氮矿化速率呈正相关，Mazzarino等[7]发现巴塔哥尼亚东北草原的降雨与土壤氮素矿化速率间存在显著正相关. 杨小红等[8]发现锡林河流域草地中铵态氮、 硝态氮含量随土壤温度、 水分的变化而波动明显. 至于西北半干旱温带草原不同草地类型土壤氮素形态的特征以及在原位矿化过程中的变化目前尚不清楚.
宁南山区地处宁夏回族自治区南部，黄土高原西北端，面积30.5万km2，占全区总面积的58.9%，该地区基本上属于温带大陆性干旱与半干旱、 半阴湿气候，年降水量约186～675 mm，95%的地区年均降水量小于450 mm，属于黄土高原向干旱风沙区的过渡地带，生态环境稳定性差. 再加上历史上的不合理开发，致使水资源匮乏，水土流失、 沙漠化严重，生态环境遭到极大破坏. 而生态问题已严重影响到该地区的社会经济发展，使其成为我国北方典型的贫困地区之一[9]. 为了改善生态环境，自2000年开始实施退耕还林还草工程，按照生态优先的原则，实行乔灌草合理配置，在不同区域进行不同的退耕措施. 截止2002年5月，耕地面积减少了5.54×104 hm2，林地面积增加了9.89×104 hm2，草地面积增加了0.42×104 hm2，生态环境得到明显改善[9]. 该区域草地属于中纬度半干旱温带草地类型，在温带草原中具有代表性，是全球变化最为敏感的区域[9]. 但是不同的退耕还草措施对土壤氮素的影响尚不清楚. 因此，本研究选择宁南山区分布较为普遍的3种草地类型作为研究对象，用顶盖埋管法对草地土壤中氮素含量在原位矿化过程中的动态变化特征和矿化速率进行分析，揭示不同草地类型、 培养时间及季节变化对土壤氮素转化的影响，以期为提高草地生产力、 更好地进行植被恢复，保护生态环境提供理论依据. 1 材料与方法 1.1 研究区概况
供试区域选在黄土丘陵区固原市东部的河川乡上黄村(东经106°26′～106°30′，北纬35°59′～36°3′，海拔1 534.3～1 822 m)，位于泾河水系支流小川河的中游. 年均降水量420 mm，年均气温7℃，干燥度1.55～2.0，属半干旱中温带向暖温带过渡季风气候. 土壤类型主要是黄土母质上发育的淡黑垆土和黄绵土. 覆盖的主要植被类型为人工灌木林(主要植物有柠条、 山桃、 山杏)、 天然草地长芒草(Stipa bungeana)、 阿尔泰狗娃花(Heteropappus altaicus)、 茭蒿( Artemisia giraldii)、 百里香(Thymus mongolicus) 等. 人工草地(苜蓿) 和农地(主要以小麦、 玉米、 荞麦为主). 20年来，上黄试区土地利用结构明显改善，1982年上黄试区仅有林地9.73 hm2，人工草地4.53 hm2，林草覆盖率1.87%. “六五”以后林草覆盖率上升到24.5%. “八五”期间又新造柠条灌木林66.7 hm2，使林草覆盖率达58.18%，而到“十五”的时候耕地面积所占比重下降为10.4%，林草覆盖率上升为75.5%[10].
1.2 样地设置与实验方案在充分调查的基础上，根据当地植被恢复的特点，选择典型的3种草地恢复类型：天然草地、 人工草地和自然恢复草地作为研究对象，分别设置20 m×20 m的研究样地. 在每块样地内分别建立一条15 m长的样线，每5 m选取一个样带(共3个样带)，每个样带埋入5个PVC管(每根管间隔1 m). 采样点地理信息和植被情况如表 1所示.
 | 表 1 采样点地理信息和植被情况 Table 1 Geographic information and vegetation situation of the sampling sites |
采用顶盖埋管法[11]，在选定的样区内第一次取样时，先把PVC管垂直打入土中(以土壤装满PVC 管为准)，然后小心取出装满土样的PVC管(以免土样从管的底部漏出)，再把PVC管顶部用塑料布封住，底部用纱布封住(均以橡皮筋固定)，并写上编号后放回原处(此过程为埋管)； 于2012年4月15日将PVC管一次性布设于选定的3种草地样地内. 同时用PVC管在所埋管旁边对应取9个原状土，分别装入袋中，带回实验室，分析初始NH+4-N和NO-3-N. 然后每隔两个月，即分别于6月15日、 8月15日、 10月15日、 12月15日、 2013年4月15日在每种草地样地内的每个样带内各取出一个管，将管筒连同土柱从土体中取出，装入干净的塑封袋中，装入冰盒，再用上次同样的方法取对应的原状土带回实验室.
1.3 测定项目与方法pH用无CO2水浸提，pH计测定；土壤容重用环刀法，土壤温度用土壤温度传感器测定；土壤水分用烘干法测定；土壤有机碳采用重铬酸钾-外加热法； 土壤有机氮采用不包含硝态氮和亚硝态氮的半微量凯氏法测定土壤全氮，减去铵态氮后得到； 土壤铵态氮、 硝态氮和亚硝态氮采用新鲜土样用1mol ·L-1KCl浸提，流动分析仪测定；微生物生物量氮用氯仿熏蒸-K2SO4浸提后用碱性过硫酸钾氧化-紫外分光光度法[12]测定；可溶性有机氮是根据可溶性全氮和无机氮(NH+4- N+NO-3- N) 的差值求得[13]，其中总可溶性氮是用测定微生物生物量氮时未熏蒸土壤测出.
1.4 数据处理方法数据分析采用Microsoft Excel 2003和SAS 8.0软件，进行方差分析和相关性分析，多重比较采用Duncan法.
所有的数据均换算成以烘干土重来计：
净氨化速率= (培养后铵态N-
培养前铵态N)/培养天数
净硝化速率= (培养后硝态N-
培养前硝态N)/培养天数
净矿化速率=[(培养后铵态N+硝态N)- (培养前铵态N+硝态N)]/培养天数
2 结果与分析
2.1 土壤基本理化性质
不同类型草地土壤的基本理化性质见表 2. 土壤有机碳含量在相应时期均表现为天然草地>自然恢复草地>人工草地，其中同一草地有机碳含量在还没开始培养(0 d)时最高. 土壤C/N在相应的培养时期，自然恢复草地均显著高于天然草地和人工草地. pH值在3种草地不同培养时间变化不大，均在8.5左右，同一草地不同培养时间也未表现出显著的差异性. 土壤水分的变化在0.07～0.16 g ·g-1之间，60 d、 120 d时水分含量显著低于其它时期. 人工草地土壤容重高于天然草地和自然恢复草地. 相同培养时间不同草地土壤有机碳、 容重差异显著. 这可能与不同草地的草种特性、 凋落物的量以及人类活动的影响有关.
| 表 2 土壤基本理化性质 1) Table 2 Soil physicochemical properties |
由图 1(a)可知，在整个培养过程中土壤有机氮含量在同一草地各个时期之间没有表现出显著的差异性. 而不同草地之间差异显著，同自然恢复草地相比，天然草地土壤有机氮含量显著高于自然恢复草地，在各个时期分别高出15.33%、 20.32%、 24.26%、 18.90%、 23.2%、 19.8%. 人工草地有机氮含量显著低于天然草地和自然恢复草地，整体上比自然恢复草地低了114.4%.
 | 图 1 不同草地土壤有机氮、 微生物量氮、可溶性有机氮含量随时间的变化 Fig. 1 Changes of soil organic nitrogen,microbial biomass nitrogen and SON content over time in different grassland 不同大写字母表示不同草地之间在0.05水平上差异显著，不同小写字母表示不同培养时间之间在0.05水平上差异显著，下同 |
3种草地土壤不同培养时期微生物生物量氮的含量如图 1(b)所示，就不同草地来看，天然草地>自然恢复草地>人工草地. 不同培养时间微生物生物量氮含量变化显著，在天然草地中表现为先略有升高，再降低，再显著升高的趋势，培养120 d时含量最低，比初始值(0 d)低了50.1%，培养360 d时达到最高161.34 mg ·kg-1. 人工草地、 自然恢复草地表现为升高-降低-升高-降低的趋势，培养120 d时含量最低，分别比初始值(0 d)低了7.56%、 55.54%.
可溶性有机氮(SON)的变化特征如图 1(c)所示，不同草地土壤比较，天然草地在培养的各个时期SON含量最高，自然恢复草地居中，人工草地最低. 培养过程中，3种草地SON含量在培养了60 d时有小幅的增加趋势，60～120 d大幅下降，降幅分别为30%、 13%、 44%，培养120～360 d显著增加. 培养360 d时天然草地、 人工草地、 自然恢复草地SON含量均为最高，分别比初始值(0 d)高了3.82、 5.95、 8.53倍.
2.3 不同草地原位矿化过程中铵态氮、 硝态氮、 亚硝态氮季节动态3种草地土壤中铵态氮、 硝态氮和亚硝态氮含量的变化如图 2所示. 由图 2(a)可知，土壤铵态氮含量在0～60 d没有表现出显著的差异性，随后在60～120 d大幅下降. 与培养起始(0 d)相比，培养120 d时人工草地土壤铵态氮含量降幅最大为621.6%，其次是自然恢复草地为360.0%，天然草地为204.4%. 培养120 d以后其含量保持相对恒定. 可见，土壤铵态氮含量在天然草地最高，其次是自然恢复草地，人工草地相对较低.
 | 图 2 不同草地土壤无机氮含量随时间的变化 Fig. 2 Changes of soil inorganic nitrogen content over time in different grassland |
从图 2(b)可以看出，同一草地不同培养时期，硝态氮的含量呈现出显著的差异性. 天然草地、 自然恢复草地硝态氮含量在0~120 d降低，降幅分别为7.8%，5.5%. 人工草地0～60 d硝态氮含量变化不显著，60～120 d显著下降，且120 d时含量达到最小值，仅为0.75 mg ·kg-1. 之后120～360 d其含量均又显著增加. 就不同草地来看，除培养初始(0 d)之外，天然草地中硝态氮的含量都显著高于自然恢复草地，人工草地硝态氮含量在各个时期均显著低于天然草地和自然恢复草地.
如图 2(c)为亚硝态氮含量，在培养的0~180 d，天然草地土壤亚硝态氮含量大幅下降(降幅为84.5%)，180 d时其含量仅为0.11 mg ·kg-1，随后随着培养时间的延长亚硝态氮含量显著增加. 自然恢复草地、 人工草地亚硝态氮在60～120 d显著降低，降幅分别为76.4%、 67.8%，之后到培养结束，人工草地硝态氮含量呈缓慢的上升趋势，自然恢复草地则是先上升后下降，其含量均是在培养120 d时达到最小. 就不同草地来看，培养180 d时，3种草地之间亚硝态氮含量相差无几，培养120、 240、 360 d时自然恢复草地与人工草地之间相差无几，其它月份亚硝态氮的含量均是在天然草地中最高、 自然恢复草地居中，人工草地最低.
2.4 不同草地土壤氮素矿化特征图 3(a)为不同培养时段土壤氮净矿化速率. 其中所示的净矿化速率有正有负，正值说明土壤有机氮矿化产生的无机氮经微生物和土壤动物固持后仍有剩余，而负值则表示矿化产生的无机氮均已被微生物和土壤动物固持，没有剩余[8]. 天然草地、 人工草地、 自然恢复草地土壤氮净矿化速率最小值均出现在60～120 d，且均为负值. 这段时间(6～8月)土壤温度比较高，较高的温度增强了微生物的活性，有利于微生物对无机氮的固持. 120～180 d、 180～240 d、 240～360 d不同草地土壤氮净矿化速率均显著高于60～120 d，180～240 d净矿化速率最大. 就不同草地来看土壤平均净氮矿化速率大小为天然草地[1.13 mg ·(g ·60 d)-1]>自然恢复草地[0.58 mg ·(g ·60 d)-1]>人工草地[0.37 mg ·(g ·60 d)-1]. 可见，随着植被覆盖度降低，土壤有机质含量减少，土壤氮净矿化速率降低.
 | 图 3 不同草地土壤净矿化、 净硝化和净氨化速率动态 Fig. 3 Soil mineralization,nitrification and ammonification rate dynamics in different grassland |
从图 3(b)可以看出，土壤氮净硝化速率的变化趋势与土壤氮净矿化速率基本一致. 在整个培养过程中，净硝化速率的最小值也出现在60～120 d. 这可能是因为6～8月，温度较高、 水分蒸发迅速，其硝化作用受到了抑制. 除0～60 d外，其它培养时段的净硝化速率均显著高于60～120 d，180～240 d达到最大. 不同草地土壤净硝化速率表现为天然草地最高，自然恢复草地居中、 人工草地最低.
如图 3(c)所示土壤净氨化速率在3种草地间相差不大. 不同培养时期，60～120 d的3种土壤氮净氨化速率均为最低且为负值，这与土壤铵态氮含量在60～120 d显著降低规律一致. 120～180 d、 180～240 d、 240～360 d土壤氮净氨化速率均显著高于60～120 d，240～360 d土壤净氨化速率最大.
2.5 各种氮素形态在总氮中的比例土壤总氮(TN)即为有机氮和无机氮的和，不同矿化时期各种氮素占土壤总氮的比例如表 3所示. 有机氮占总氮的比例在不同草地各个培养时期基本保持恒定，均在92.5%左右，这可能与有机氮在整个培养过程中无显著变化有关. 微生物生物量氮占总氮比例(MBN/TN)、 可溶性有机氮占总氮比例(SON/TN)、 铵态氮占总氮比例(NH+4-N/TN)、 硝态氮占总氮比例(NO-3-N/TN)均表现为0～120 d降低、 之后120～360 d升高，其最小值均出现在培养120 d时，这与微生物生物量氮、 可溶性有机氮、 硝态氮、 铵态氮含量的变化规律相一致(图 1和图 2). 硝态氮占总氮的比例在0.66%～1.33%之间，大于铵态氮占总氮的比例(0.1%～0.7%). 就不同草地看，这4种氮占总氮的比值均在自然恢复草地最高，人工草地次之，天然草地最低. 亚硝态氮占总氮的比值比较小，均在0.02%左右，在3种草地不同培养时期相差无几.
| 表 3 有机氮、 微生物量氮、 无机氮占总氮的比值 Table 3 Proportions of organic nitrogen,microbial biomass nitrogen,inorganic nitrogen in total nitrogen |
3种草地土壤氮素与其基本理化性质间的相关性如表 4所示，土壤有机碳、 水分、 温度与总氮、 有机氮、 微生物生物量氮、 可溶性有机氮、 铵态氮、 硝态氮和亚硝态氮均显著正相关，与pH、 容重显著负相关. 与C/N值间没有表现出显著的相关性. 氮素各项指标之间极显著相关，相关系数均介于-0.89～0.98 之间，这就说明氮循环的各个环节都是密切相关的.
| 表 4 土壤基本理化性质与不同形态氮含量的相关系数 Table 4 Correlation coefficients of physicochemical properties and N contents |
本研究结果表明，在整个培养过程中土壤有机氮含量相对稳定，这可能是因为土壤性质的变化滞后于地上植物的变化，且土壤的氮库有相当的弹性，使得土壤有机氮含量在短期内变化不明显. 这也与高英志等[14]和刘宾等[15]的研究结果一致. 土壤中微生物生物量氮含量在培养120 d(8月)时最低，120~180 d(8～10月)显著升高，这与高英志等[14]的研究结果相似. 这主要是因为微生物生物量氮含量随培养时间的延长受温度、 水分和植物生长的影响所致. 一般认为，微生物生物量氮是土壤中最活跃的有机氮库，一般占全氮的1%～5%，和植物生长密切相关，能反映土壤近期内的氮素供应情况. Garcia等[16]的研究发现，早春微生物生物量氮较高. 随植物生长对氮素的吸收，微生物生物量氮下降； 在夏、 秋季之交. 微生物生物量氮恢复到较高的水平，减少的微生物生物量氮与植物的吸氮量有关. 本研究也发现随着植物生长(120～180 d)土壤中微生物生物量氮含量降低，到植物枯黄期(180 d后)会有所回升. 可溶性有机氮作为土壤氮素较为活跃的组分之一[17]，在本研究中表现出了和微生物生物量氮较为一致的变化规律，这也就说明可溶性有机氮与土壤氮素供应关系密切[18].
铵态氮的含量在整个培养过程中呈现Z型变化，与已有的研究结果不同[19]. 已有的研究发现铵态氮在植物生长初期(0～60 d) 含量比较低，随植物的生长逐渐升高，到枯黄期含量最高. 而本研究中则是在0～60 d(4～6月)含量较高，这可能是因为在植物达到生长旺盛期之前，生长缓慢. 土壤中积累的铵态氮足以供应植物的生长，所以土壤中盈余的铵态氮可以维持较高水平. 60～120 d(6～8月)显著下降，60～120 d(6～8月)植物进入生长旺盛期，已有研究表明铵态氮对绿色生物量的形成贡献较大[14]，这种贡献除通过植物对铵态氮的直接吸收外，还通过微生物调控土壤铵态氮的转化来实现[20]. 土壤微生物在同化氮素时，常常对铵态氮表现出一定的偏好[21]，60～120 d(6～8月)温度升高，微生物活性增强，相应的对铵态氮的同化作用也会增强. 进而使得土壤中铵态氮含量降低，而培养120 d(8月)后铵态氮含量略有升高，说明随植物生长季的推移土壤微生物对氮的固持减少，而矿化加强.
硝态氮含量在人工草地中出现了显著的季节变化，表现为60～120 d(6～8月)较低，0～60 d(4～6月)较高，120 d(8月)后维持在一个较低的水平. 这种变化与因降雨和植物生长引起的土壤水分含量季节变化和植物对硝态氮的吸收利用有密切关系. 60～120 d(6～8月)是苜蓿生长的旺盛时期，需要吸收较多的氮素，已有研究表明. 土壤硝态氮与植被地上绿色生物量呈显著的负相关[14]，说明草原植物优先利用土壤硝态氮形成绿色生物量，使土壤中的硝态氮含量减少，而且这一时期土壤水分亏缺可能限制了土壤微生物对有机氮的矿化能力，使硝态氮的补充受到限制. 而8月后土壤硝态氮受作物吸收的影响较小，较高的水分势必增强了土壤有机氮的矿化，形成硝态氮. 120～180 d(8～10月)土壤硝态氮略有回升的原因可能与前期硝态氮的积累有关. 所以，硝态氮含量出现大幅度的季节变化是作物利用与季节性气候变化共同作用下的必然结果. 这与MacDonald 等[21]的研究结果相同.
天然草地亚硝态氮的含量在培养起始(4月)显著高于撂荒地和人工草地. 这可能是因为其中有些土壤专性和兼性细菌利用NO-3进行酵解，把NO-3经过一系列步骤异化还原为NH+4和NO－2[22]. 而亚硝酸盐的积累又会抑制硝化菌的活性[23]，因此亚硝态氮含量相对较高.
本研究中3种草地土壤氮净矿化速率、 净硝化速率、 净氨化速率均表现出明显的季节性变化. 净矿化速率的季节变化是多方面环境因素综合作用的结果. 由于氮素矿化是一个微生物参与的过程，因此土壤温度和湿度的季节变化是其中重要原因之一[24]. 本研究中土壤氮素净矿化速率、 净硝化速率、 净氨化速率的最小值均出现在60～120 d(6～8月)，这与已有的研究结果不一致[25]. 结合土壤的理化性质可以发现，在这一时期，土壤温度几乎是最高的，但是水分含量也是最低的，再加上植被生长需求的影响，所以，在宁南山区影响土壤矿化过程季节变化的重要原因是土壤水分含量.
3.2 草地类型对土壤矿化过程中氮素转化的影响不同的土地利用方式，对土壤性质有很大的影响. 合理的土地利用方式能够使得土壤的结构得到改善，进而增强土壤对外界环境变化的抵御能力[26]. 本研究中，各种氮素含量均是天然草地＞自然恢复草地＞人工草地. 天然草地植被覆盖度比较高，植物生长产生的枯落物和根系腐解物较多，这些枯落物和根系在土壤中积累、 矿化，一方面把大部分无机营养元素归还土壤，另一方面改善了土壤的物理性质、 质地和通气状况，从而导致微生物活动强度变大，对氮素的固定、 转化能力增强[27]. 而且，植物残体腐解过程中所产生的酸类物质还可以促进土壤中难溶性物质向有效性方向转化，从而促进氮素的增加[28]. 自然恢复草地地面裸露，只有较少的杂草，虽然对土壤中养分吸收少，但每年直接和间接归还到土壤中的有机质也少，因此土壤氮含量较低. 人工草地种植的苜蓿虽然能通过共生固氮，固定大气中游离的氮气，增加土壤中的氮源. 但受土壤氮素累计消耗的影响，土壤氮素条件并没有得到根本的改善[29]. 而且人工草地由于连年收割，植物地上部分几乎全部被带出该生态系统，造成系统物质(资源)输入和输出的不平衡，土壤速效养分的亏缺，最终导致人工草地生态系统退化，特别是在相对脆弱的干旱和半干旱生态区[30,31]，人工草地由于人为的践踏导致土壤板结，使得太阳辐射、 气温、 地表温度、 土壤通气状况均比天然草地差，从而限制了微生物的活性，使得对氮素的固定转化能力降低. 所以本研究认为人工草地不宜作为提高土壤养分循环效率的恢复措施.
天然草地中较高的净矿化速率与高的有机质含量有关,有机质含量高的土壤能为矿化提供充足的物质基础，这也与赵成章等[32]的研究结果一致. 土壤硝化速率在pH较高的土壤中主要受铵态氮供应的限制，且硝化速率与矿化速率之间存在显著的正相关[1]. 本研究区土壤pH均在8.5左右，而且在3种草地中，天然草地的铵态氮浓度和净矿化速率均为最高，因此，它的硝化速率也最高.
3.3 土壤氮素含量与土壤理化性质的关系土壤有机碳、 水分、 温度与各形态氮素显著正相关，土壤容重和pH与之显著负相关. 这与王斌等[33]的研究结果一致. 土壤有机碳是土壤氮素的基质，因此其含量与土壤氮矿化潜能显著正相关[34]. 而充足的水分和适当的温度是土壤氮素矿化必不可少的条件. 土壤容重决定了土壤的通透性，容重升高使得土壤中O2含量降低，对微生物活动造成了不利影响[35]. 因此对氮素的转化具有反作用. 一般认为，土壤pH与氮矿化作用正相关，因为土壤pH值的升高增加了土壤有机质的可溶性，为微生物的活动提供了大量富含C和N基团的物质，从而可以促进氮的矿化[36]. 而本研究区域内的土壤均为碱性，pH越低的土壤，越接近中性，越有利于微生物增加活性，因此pH同氮素表现出了显著的负相关关系. 土壤各形态氮含量与土壤C/N没有表现出显著的相关性，这与大多数学者的研究结果不符. 研究普遍发现，土壤矿质氮与C/N负相关[34,37]. 这是因为本研究区域，土壤C/N稳定且较低(8.23～9.84)，碳含量相对不足，因此当C/N发生微小变化时，不足以影响微生物活性. 土壤中各项氮素指标之间均具有极显著的正相关关系，可见氮循环的各个环节是密切相关的，总氮含量的升高使得可矿化基质升高，进而引起微生物数量增多，活性增强，一方面自身固持的氮素增加，另一方面，转化得到的铵态氮、 硝态氮含量增加.
4 结论
(1) 在整个培养过程中，土壤有机氮含量基本保持不变，其它氮素形态均随培养时间的延长变化显著，其含量均是在培养120 d(8月)时最低. 净矿化速率、 净硝化速率、 净氨化速率在60～120 d时最低且均为负值，这与这一时期土壤水分含量最低有关，另外，植被生长固持较多也是原因之一. 有机氮、 亚硝态氮占总氮的比例比较恒定，可溶性有机氮、 微生物生物量氮、 硝态氮、 铵态氮占总氮的比例表现出与其在土壤中含量相同的变化规律. 氮素循环的各个环节密切相关，氮素指标之间相关性显著.
(2) 不同草地，各氮素含量及净矿化速率、 净硝化速率、 净氨化速率均是天然草地＞自然恢复草地＞人工草地. 初步结果表明天然草地有助于促进土壤中各种氮素的富集，能有效改善黄土丘陵区土壤氮素养分状况.
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