外加氮源影響下鐵鋁氧化物在土壤氮素轉化中的作用

劉彩鳳，王韋現(xiàn)，馬紅亮 *

1.福建師范大學地理科學學院, 福建 福州 350007 2.福建師范大學, 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培養(yǎng)基地, 福建 福州 350007

氮是限制陸地生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)的營養(yǎng)元素之一，土壤中的有機氮通過微生物作用轉變成無機態(tài)的NH4+-N或NO3--N才能被植物吸收利用[1]. 此外，鐵鋁氧化物作為土壤中最為普遍存在的次生黏土礦物組成部分，是有機和無機陰陽離子的有效吸附劑[2]，它們的存在對土壤有機質(zhì)具有保護作用[3-4]. 因此，土壤中鐵鋁氧化物很有可能通過影響土壤微生物活性，進而影響土壤有機氮的分解、礦化作用，并最終影響土壤有機氮庫及其生物可利用性. 亞熱帶地區(qū)土壤中富含大量不同形態(tài)的鐵鋁氧化物[5-6]，所以深入探討氮添加和鐵鋁氧化物對土壤氮素轉化作用的影響十分必要.

氮添加對氮庫和氮硝化、礦化以及固定化等過程具有顯著影響[7-8]. 已有研究[9-11]顯示，添加不同形態(tài)氮會促進氮素礦化；而馬紅亮等[12]研究發(fā)現(xiàn)，低氮(50 mg/kg)水平會促進氮素礦化，中氮(100 mg/kg)和高氮(150 mg/kg)水平則抑制礦化. 還有研究認為，氮添加可以增加氮素凈硝化作用[7-8,13]，也可以降低[14]或者是沒有影響[7,15]；此外，LU等[8]研究指出，氮添加不會影響氮固定. 氮輸入對氮素轉化的影響可能與不同土壤中鐵鋁氧化物狀態(tài)有關.

鐵鋁氧化物在土壤和水中的存在狀態(tài)多種多樣，其不同狀態(tài)對氮素的存在形態(tài)有著不同的影響. 游離氧化鐵鋁能保護土壤有機質(zhì)[5]，還是可變正電荷的主要載體[16]，在陰離子的吸附中起著重要作用. 非晶質(zhì)氧化鐵鋁有較高的表面活性及大量表面電荷，可通過抑制土壤微生物、土壤酶來抑制有機質(zhì)分解[17-18]，從而影響氮素礦化作用. 絡合態(tài)氧化鐵鋁常與有機質(zhì)結合形成有機礦質(zhì)復合體[5]進而影響礦化作用. 因此，鐵鋁氧化物的存在對維持土壤結構的穩(wěn)定性具有重要作用，對氮素在土壤中的轉化產(chǎn)生深遠的影響. 目前，針對我國地帶性土壤鐵鋁氧化物的研究，學者們主要開展有關鐵鋁氧化物對土壤團聚體穩(wěn)定性[3]以及對有機碳吸附作用的研究[19]. 另外，有研究發(fā)現(xiàn)，水稻土黃棕壤各種形態(tài)的鐵鋁氧化物含量與穩(wěn)定性有機碳氮含量呈顯著正相關，且在黏粒部分其含量最高[20]. 因此，不同形態(tài)鐵鋁氧化物在土壤氮素轉化中一定發(fā)揮著重要的作用，并且可能與不同形態(tài)氮存在相互作用.

該研究以中亞熱帶森林紅壤為研究對象，采取化學選擇性溶提技術分別去除不同類型氧化鐵鋁后，通過室內(nèi)模擬添加不同氮源，研究外加氮源影響下鐵鋁氧化物在土壤氮素轉化中的作用，以揭示土壤礦物特性在土壤氮循環(huán)中的重要性.

1 材料與方法

1.1 采樣區(qū)概況

福建省建甌市萬木林自然保護區(qū)(27°03′N、118°09′E)地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北. 取樣區(qū)是羅浮栲林，位于中上坡，海拔350 m，坡向270°，坡度35°. 土壤為花崗巖發(fā)育的中性、微酸性山地紅壤. 取樣區(qū)屬中亞熱帶季風氣候，年均氣溫19.4 ℃，相對濕度81%，全年無霜期達277 d，年均降水量1 673.3 mm. 群落主要由殼斗科栲屬的常綠闊葉林組成，主要樹種有羅浮栲(Castanopsisfabric)、絲栗栲(Castanopsisfargesii)、南嶺栲(Castanopsisfordii)、拉氏栲(Castanopsislamontii)等[21]. 灌木層的樹種比較豐富，主要有杜莖山(Maesajaponica)、狗骨柴(Diolosporadubia)、薄葉山礬(Symplocosanomala)、沿海紫金牛(Ardisiapunctata)等. 由于上層高度郁閉，因此草本植物分布極少.

1.2 試驗設計

供試土壤：以羅浮栲森林土壤為研究對象，采集0～15 cm深度范圍土壤，將土樣去除可見根系和碎石，再風干、磨碎過篩(孔徑2 mm)，充分混勻. 利用化學選擇性溶提技術，分別去除土壤中不同形態(tài)的氧化鐵鋁[22]. 具體操作過程：稱取供試土壤樣品各3份，分別用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉溶液(DCB)去除土壤中的游離氧化鐵鋁；用pH為3.2的草酸銨緩沖液(AAO)去除土壤中的非晶質(zhì)氧化鐵鋁；用pH為8.5的焦磷酸鈉溶液(SP)去除土壤中的絡合態(tài)氧化鐵鋁. 土樣經(jīng)不同溶劑與方法處理后離心過濾，再用氯化鈉溶液洗土樣3次. 將去除氧化鐵鋁后的土壤樣品經(jīng)風干處理，設為供試土樣，以未經(jīng)處理的土壤樣品作為對照. 供試土壤樣品的基本理化性質(zhì):未經(jīng)處理的(T1)土壤的w(TC)為28.3 g/kg，w(TN)為2.1 g/kg，w(游離氧化鐵)為59.69 g/kg，w(游離氧化鋁)為4.68 g/kg，w(非晶質(zhì)氧化鐵)為21.63 g/kg，w(絡合態(tài)氧化鐵)為6.38 g/kg. 土壤經(jīng)去除鐵鋁氧化物后的氮素含量變化規(guī)律(見表1)：T1和T2土壤的變化規(guī)律相似，w(NH4+-N)最高，其中T2土壤的w(NH4+-N)高達292.68 mg/kg;而T3和T4土壤的變化規(guī)律相似，w(NO3--N)最高，其中T3土壤的w(NO3--N)高達109.93 mg/kg.

培養(yǎng)試驗：在4種土樣中分別添加不同形態(tài)氮，分別為丙氨酸(氨基酸態(tài)氮，AA)、硫酸銨(銨態(tài)氮，AN)、硝酸鈉(硝態(tài)氮，NAN)和亞硝酸鈉(亞硝態(tài)氮，NIN)溶液，各形態(tài)氮添加量均為40 mg/kg，對照組(CK)滴加等量蒸餾水，共60個培養(yǎng)瓶(4種土樣×5個氮處理×3個重復). 各處理在20 ℃、60%飽和持水量條件下培養(yǎng)，在培養(yǎng)期間定期用稱重法補充損失水分，培養(yǎng)21 d后取樣. 用0.5 mol/L的K2SO4溶液浸提培養(yǎng)后的土壤，經(jīng)1 h振蕩(200 r/h)、10 min離心(4 000 r/min)，用定量濾紙過濾后得到土壤浸提液，浸提液于4 ℃冰箱保存，然后分別測得浸提液中的w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸).

表1 供試土壤樣品的基本理化性質(zhì)

1.3 測定方法與計算

土壤pH采用1∶2.5土水比例的電位法，以pH儀測定. 土壤中不同形態(tài)鐵鋁氧化物含量的測定采用魯如坤[22]的方法：采用DCB法提取游離態(tài)氧化鐵鋁，AAO法提取非晶質(zhì)氧化鐵鋁，SP法提取絡合態(tài)氧化鐵鋁，提取液經(jīng)稀釋后，用分光光度計測定. 土壤w(NH4+-N)用靛酚藍比色法測定，w(NO3--N)用紫外分光光度法測定，w(氨基酸)用茚三酮比色法測定.

土壤氮素礦化速率的計算：

AR=([NH4+-N]t-[NH4+-N]0)/t

(1)

NR=([NO3--N]t-[NO3--N]0)/t

(2)

MR=AR+NR

(3)

式中：AR、NR、MR分別為凈氨化速率、凈硝化速率、凈礦化速率，mg/(kg·d)；[NH4+-N]t、[NO3--N]t分別為培養(yǎng)后的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，mg/kg；[NH4+-N]0、[NO3--N]0分別為各處理準備好培養(yǎng)時的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，mg/kg；t為培養(yǎng)時間，d.

1.4 統(tǒng)計分析

采用Excel 2007和SPSS 22.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，測定結果均以土壤干質(zhì)量計算. 運用單因素方差分析(One way ANOVA)中的最小顯著差數(shù)法(LSD)比較同一處理不同土壤之間、相同土壤不同氮添加對氮素含量及轉化速率影響的差異顯著性，顯著性差異水平為α=0.05；采用雙因素方差分析檢驗氮形態(tài)和鐵鋁氧化物對土壤氮素含量及轉化的影響.

2 結果與討論

2.1 不同鐵鋁氧化物分離下氮添加對土壤氮素含量的影響

不同處理下各土壤w(NH4+-N)的變化規(guī)律相似〔見圖1(a)〕. 與CK處理相比，T1土壤在AA和AN處理下的w(NH4+-N)分別顯著增加了19.6%和32.4%(P<0.05)；對于T2土壤，由于CK處理下的w(NH4+-N)為0 mg/kg，AA、AN和NAN處理下分別顯著增加了7.03、10.29和2.25 mg/kg(P<0.05)；對于T3土壤，AA、AN、NAN和NIN處理下分別顯著增加了16.9%、20.4%、15.0%和16.7%(P<0.05)；T4土壤在AA和AN處理下分別顯著增加了34.0%和63.8%(P<0.05)，但是在NAN處理下顯著降低了32.4%(P<0.05).

注：數(shù)值為平均值±標準偏差(P<0.05). 大寫字母表示相同氮處理下不同土壤的顯著性差異；小寫字母表示相同土壤下不同氮處理的顯著性差異. 下同.圖1 氮添加對不同土壤氮素含量的影響Fig.1 Effects of nitrogen addition on nitrogen content in different soils

AA、AN、NAN處理下各土壤中w(NO3--N)與CK處理的規(guī)律相似，且不同處理下各土壤中w(NO3--N)均差異顯著(P<0.05)〔見圖1(b)〕. 與CK處理相比，w(NO3--N)僅在T1土壤的NAN處理、T2土壤的NIN處理、T3土壤的NAN處理下分別顯著增加了25.6%、15.6%、204.0%(P<0.05)；在T4土壤的NAN和NIN處理下分別顯著增加了37.0%和62.6%(P<0.05).

不同氮處理下各土壤的w(氨基酸)與CK處理規(guī)律相似〔見圖1(c)〕，且與w(NH4+-N)變化趨勢相近，表現(xiàn)為T3>T1>T4≈T2. 與CK處理相比，T1、T2和T4土壤不同氮處理下w(氨基酸)均無顯著差異(P>0.05)；僅在T3土壤的NAN處理下顯著降低29.6%(P<0.05).

方差分析(見表2)顯示，不同土壤、氮處理及其交互作用對土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)均有顯著影響(P<0.05).

表2 不同土壤和氮處理對土壤氮形態(tài)影響的方差分析

2.2 不同鐵鋁氧化物分離下氮添加對土壤氮素轉化的影響

不同氮處理下各土壤的凈礦化速率與CK處理規(guī)律相似〔見圖2(a)〕. 與CK處理相比，T1土壤的AA、AN和NIN處理下土壤凈礦化速率分別顯著增加了146.8%、37.8%和63.1%，但在NAN處理下顯著降低了30.6%(P<0.05)；在T2和T3土壤各處理間沒有差異(P>0.05)；在T4土壤的AA和NIN處理下分別顯著增加了101.8%和378.2%，但在AN和NAN處理下顯著降低了212.7%和205.5%(P<0.05).

圖2 氮添加對不同土壤氮素轉化速率的影響Fig.2 Effects of nitrogen addition on nitrogen conversion rate of different soils

土壤的凈氨化速率與凈礦化速率趨勢相似，表現(xiàn)為T3土壤中最高、T2土壤中最低〔見圖2(b)〕. 與CK處理相比，T1土壤各氮處理下凈氨化速率分別顯著增加了197.6%、62.7%、49.4%和103.6%(P<0.05)；T2和T3土壤各處理間均無顯著差異(P>0.05)；T4土壤的AA處理下顯著增加了44.9%，但是在AN和NAN處理下分別顯著降低了129.2%和42.7%(P<0.05).

凈硝化速率除了在T4土壤的NIN處理下為正值外，其余均為負值；在不同土壤中，各處理下T3土壤的凈硝化速率最低，平均值為-4.8 mg/(kg·d)；在不同處理中，各土壤的NAN處理最低〔見圖2(c)〕. 與CK處理相比，在T1土壤的AN、NAN和NIN處理分別顯著降低了35.7%、267.9%和51.7%(P<0.05)；在T2土壤的NAN處理顯著降低381.2%，但是NIN處理顯著增加了58.3%(P<0.05)；T3土壤僅在NAN處理下顯著降低15.1%(P<0.05)；T4土壤的AA和NIN處理分別顯著增加了44.1%和576.5%，但NAN處理顯著降低了217.6%(P<0.05).

方差分析(見表3)顯示，不同土壤、氮添加處理及其交互作用對土壤氮素凈氨化速率、凈硝化速率和凈礦化速率均有顯著影響(P<0.05).

2.3 討論

2.3.1不同氮形態(tài)添加對氮素含量和轉化的影響

土壤氮素礦化過程受到諸多因素的影響，其中氮輸入是重要的影響因子之一，可通過改變土壤礦質(zhì)氮含量作用于土壤氮循環(huán)過程[7-11]，并在不同氮形態(tài)上有不同體現(xiàn)[23]. 研究結果顯示，添加氨基酸對T1土壤中w(氨基酸)的影響不大〔見圖1(c)〕，但卻顯著增加了土壤中w(NH4+-N)〔見圖1(a)〕. Jones等[24]對加拿大溫帶針葉林的研究也得出了相似的結果，他們發(fā)現(xiàn)無論輸入高分子量還是低分子量的氨基酸底物，均促進氨基酸逐漸礦化為NH4+-N. 另外，氨基酸的加入對w(NO3--N)的影響不顯著〔見圖1(b)〕，與裴廣廷等[9]研究結果一致，且他們認為氨基酸輸入能為氨化作用提供碳氮基質(zhì)，從而促進土壤氮礦化，這正是添加氨基酸導致土壤氮礦化速率和氨化速率增大的原因. 此外，添加銨態(tài)氮后T1土壤中w(NH4+-N)升高了50.97 mg/kg，高于添加量(40 mg/kg)〔見圖1(a)〕，且促進了氮素礦化作用〔見圖2(a)〕，與馬紅亮[10]等研究結果一致，他們認為銨態(tài)氮的添加會促進土壤發(fā)生氨化. 添加銨態(tài)氮使w(NH4+-N)增大，可能是因為過高的銨態(tài)氮改變了土壤環(huán)境，抑制了氨氧化酶的活性，從而抑制銨態(tài)氮的轉化[25]，導致w(NO3--N)沒有增加.不同的黏土礦物對w(NH4+-N)的固定與吸附效應存在差異，紅壤具有較高的固定能力[26]. 因此，w(NH4+-N)增加量可能比測定值要高得多，就像施肥可以增加氮固定一樣，且添加的銨態(tài)氮在很短時間內(nèi)可被固定[27].

表3 不同土壤和氮處理對土壤氮素轉化影響的方差分析

馬紅亮等[12]對武夷山紅壤添加硝態(tài)氮的研究中發(fā)現(xiàn)，硝態(tài)氮添加促進了NO3--N的固定和NH4+-N的形成. 正如他們提到的，T1土壤添加硝態(tài)氮后的w(NO3--N)比CK處理顯著升高了21.2 mg/kg〔見圖1(b)〕，且w(NH4+-N)升高了8.7 mg/kg〔見圖1(a)〕，考慮到加入硝態(tài)氮的量為40 mg/kg，因此硝態(tài)氮輸入后土壤中NO3--N的固定量增加，從而導致硝化速率下降〔見圖2(c)〕. 由于添加硝態(tài)氮對氨化作用影響不大〔見圖2(b)〕，因此其使凈氮礦化率降低〔見圖2(a)〕，說明添加硝態(tài)氮抑制了土壤原有有機氮的礦化. Sierra[28]研究指出，土壤中存在一個控制氮礦化的反饋機制，即較高的礦質(zhì)氮初始值限制了土壤氮礦化. 另外，在土壤的眾多氮庫中，w(NO2--N)通常很低，但NO2--N是土壤氮轉化過程中非常重要的中間產(chǎn)物，且NO2--N轉化非常迅速. 該研究中，筆者向T1土壤中添加亞硝態(tài)氮進行培養(yǎng)后，發(fā)現(xiàn)對w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)的影響均不顯著(見圖1). 但是，過量的亞硝態(tài)氮添加會促進氮礦化〔見圖2(a)〕，這可能是因為NO2--N能夠轉化成有機氮，Davidson等[29]認為，NO2--N容易與土壤有機質(zhì)反應，促進溶解性有機氮的形成[30]，從而促進氨化作用〔見圖2(b)〕.

2.3.2不同鐵鋁氧化物對氮素含量和轉化的影響

鐵鋁氧化物是土壤中最主要、最活躍的組分之一，在有機-無機復合過程中充當“橋”的作用[31]. 鐵鋁氧化物一方面通過吸附功能影響土壤氮含量變化，另一方面通過氧化還原反應使其在土壤氮素轉化過程中扮演重要角色[32-33]. 與該研究相似，南方紅壤的各形態(tài)氧化鐵鋁多以游離氧化鐵的形式存在[34]，且不同形態(tài)鐵鋁氧化物影響土壤氮轉化是有差異的.

在CK處理下，非晶質(zhì)氧化鐵鋁的去除顯著促進了NH4+-N和氨基酸的產(chǎn)生，但同時顯著降低了w(NO3--N)，且降幅最大(見圖1)，說明非晶質(zhì)氧化鐵鋁在土壤有機質(zhì)保持、促進氮素硝化過程中具有重要的積極作用，但不利于礦化. 土壤去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁后，被非晶質(zhì)氧化鐵鋁掩蔽的吸附位點暴露[35]，顯著增加了礦物表面對NH4+-N的吸附力，從而不利于硝化作用〔見圖2(c)〕. 另外，土壤去除游離氧化鐵鋁和絡合態(tài)氧化鐵鋁后，前者對產(chǎn)生NH4+-N的抑制作用大于后者〔見圖1(a)〕，且氨基酸受到的影響與NH4+-N相似〔見圖1(c)〕，但差異不明顯，說明土壤中游離氧化鐵鋁的存在有利于礦化；與去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁土壤相比，去除游離氧化鐵鋁土壤和去除絡合態(tài)氧化鐵鋁土壤中w(NO3--N)均有所增加〔見圖1(b)〕，說明游離氧化鐵鋁和絡合態(tài)氧化鐵鋁保護著有機質(zhì)，有助于硝化但程度小于非晶質(zhì)氧化鐵鋁，而且游離氧化鐵鋁比絡合態(tài)氧化鐵鋁更有助于氮素礦化和硝化(見圖2). 由于紅壤去除游離氧化鐵鋁以后正電荷顯著減少，且NO3--N的吸附量減少，其負電荷密度與正電荷的比例顯著增大[16,36]，導致土壤吸附更多的NH4+-N，降低了w(NH4+-N)〔見圖1(a)〕，從而不利于硝化作用〔見圖2(c)〕，因此土壤中游離氧化鐵鋁的存在促進了氮礦化作用，且有利于硝化. 由于絡合態(tài)氧化鐵鋁常與有機質(zhì)結合，形成有機礦質(zhì)復合體[5]，且絡合態(tài)氧化鐵鋁含量與有機質(zhì)含量呈正相關[36]，因此去除絡合態(tài)氧化鐵鋁一方面帶來有機質(zhì)的損失〔見圖1(c)〕，即使游離氧化鐵鋁的存在有利于礦化〔見圖2(a)〕，但仍然使w(NH4+-N)低于CK處理〔見圖1(a)〕；另一方面由于非晶質(zhì)氧化鐵鋁的存在有助于硝化，使w(NO3--N)相對較高〔見圖1(b)〕. 由此可見，探究鐵鋁氧化物對土壤氮保持機制至關重要.

土壤中鐵鋁氧化物不僅直接影響著氮素的吸附，而且通過與其他土壤組分以及微生物相互聯(lián)系、相互制約影響氮的固定保持作用[37]. 該研究通過添加外源氮于土壤中，探討其與鐵鋁氧化物共同作用于氮素及轉化的影響，結果表明，添加不同形態(tài)氮后，與CK處理相比，T3土壤在各氮處理中的w(NH4+-N)增加量與添加量(40 mg/kg)相當〔見圖1(a)〕，添加氨基酸、銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮后的w(NO3--N)與CK處理間無差異〔見圖1(b)〕，說明去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁確實不利于硝化作用〔見圖2(c)〕，而T3土壤中添加硝態(tài)氮顯著降低了w(氨基酸)17.41 mg/kg〔見圖1(c)〕，小于NH4+-N增加量(41.4 mg/kg)，這歸因于T3土壤中游離氧化鐵鋁和絡合態(tài)氧化鐵鋁的存在有助于礦化〔見圖2(a)〕，導致w(NH4+-N)增加. 然而，T2和T4土壤各處理w(NH4+-N)很低〔見圖1(a)〕，結合以上的分析，這兩類土壤中仍然有非晶質(zhì)氧化鐵鋁存在，有利于硝化，但是T2土壤各氮處理下并沒有顯著增加w(NO3--N)，可能與非晶質(zhì)氧化鐵鋁和絡合態(tài)氧化鐵鋁保持NO3--N的作用有關，類似于非生物固定. 已有研究[20]表明，黃棕壤中鐵鋁氧化物的存在有利于有機氮的保護，尤其是非晶質(zhì)氧化鐵鋁，因此鐵鋁氧化物進行非生物固定NO3--N的機制和影響因素亟待深入研究. 而在添加氨基酸和銨態(tài)氮下T4土壤中w(NO3--N)沒有顯著增加，可能與游離氧化鐵鋁含有較多正電荷[16]、吸附NO3--N有關[36]，且還可能是非晶質(zhì)氧化鐵鋁的吸附作用[35]，從而抑制NH4+-N轉化成NO3--N.

需要指出的是，該研究使用選擇性溶提技術使原土壤的pH發(fā)生變化，可能會影響鐵鋁氧化物與黏土礦物的交互作用[2]及微生物生長與作用[38]，干擾鐵鋁氧化物在土壤氮素轉化中作用的準確判別. 學者們已經(jīng)認識到微生物[25]與鐵鋁氧化物[32]在土壤氮素轉化中的重要作用，且該研究和其他研究[39]皆在利用不同的方法不斷深入探究鐵鋁氧化物的作用和機理.

3 結論

a) 添加氨基酸、銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮可顯著促進亞熱帶森林紅壤氮素礦化，添加硝態(tài)氮顯著增加了NO3--N固定且抑制硝化.

b) 土壤中不同形態(tài)鐵鋁氧化物對亞熱帶森林紅壤氮素轉化造成不同程度的影響，礦化和氨化作用均表現(xiàn)為游離態(tài)鐵鋁氧化物>絡合態(tài)鐵鋁氧化物>非晶質(zhì)鐵鋁氧化物，硝化作用表現(xiàn)為非晶質(zhì)鐵鋁氧化物>游離態(tài)鐵鋁氧化物>絡合態(tài)鐵鋁氧化物.

c) 在不同氮處理下，各土壤的氮含量及轉化速率與CK處理規(guī)律相似，氮添加并沒有改變鐵鋁氧化物的作用. 綜上，不同土壤鐵鋁氧化物的存在狀態(tài)應該是調(diào)節(jié)氮素轉化的重要土壤條件，建議今后加強深入研究.