通过野外模拟增温和氮沉降实验,用顶盖埋管法研究了气候变迁对土壤氮矿化季度动态变化的影响,并用离子交换树脂袋法测定了2015年全年的土壤有效氮情况。同时,在室内条件下,研究了增温和氮沉降对土壤氮矿化及N2O排放的影响。研究结果如下:在野外实验中,增温和氮沉降都显著促进了土壤氮矿化过程(P<0.05),但各季节间呈现的规律不一致,而且季节间差异明显。增温在夏季对土壤氮矿化速率没有显著影响(P>0.05),在其他三个季节则表现为显著增加(P＜0.05)。经增温处理后,土壤平均氮矿化速率为9.21±0.14mg·kg-1·30d-1,与对照相比,增幅达到107%。氮沉降处理在夏季抑制土壤氮矿化过程,春秋季则促进氮矿化,而冬季则没有显著影响。低氮和高氮的平均氮矿化速率分别为8.54±0.88mg·kg-1·30d-1、7.69±0.61 mg·kg-1·30d-1,分别是对照处理的1.92倍和1.73倍。增温×氮沉降处理的季节趋势与单独增温处理相似,表现为夏季抑制,其他季节促进。增温×低氮和增温×高氮平均氮矿化速率分别为6.00±0.27 mg·kg-1·30d-1和10.38±1.81 mg·kg-1·30d-1,增幅分别为35%和134%。在野外实验期间,土壤氮矿化与降雨量显著负相关(R2=0.18,P=0.04),与温度没有显著相关性(R2=0.01,P=0.61)。整个研究期间,增温和氮沉降及其交互作用均显著提高了土壤有效氮含量,而且硝态氮是土壤有效氮的主要存在形态。无论是单独氮沉降处理还是增温×氮沉降处理,土壤有效氮都随氮沉降水平的升高而增加。其中,增温×氮沉降处理的作用要大于任一单一因子的作用。经过增温和氮沉降处理后,增温、低氮、高氮、增温×低氮和增温×高氮土壤有效氮平均含量分别为30.69±3.50μg.d-1·g-1 dry resin、37.51±1.9μg·d-1·g-1dry resin、78.43±11.10μg·d-1·g-1 dry resin、57.08±3.72μg·d-1·g-1 dry resin 和 152.92±9.96μg·d-1·g-1 dry resin,分别是对照处理的3.42倍、4.18倍、8.75倍、6.36倍和17倍。在野外实验期间,有效氮与温度显著负相关(R2=0.16,P=0.02),与降雨量没有显著相关性(R2=0.02,P=0.2),与氮矿化速率正相关,但未达显著性水平(R2=0.01,P=0.67)。在室内培养实验中,培养初期,增温处理的土壤氮矿化速率显著上升,达到最大值后开始下降,最后略微高于对照处理的氮矿化速率;氮沉降处理在培养一开始即达到最大值,之后一直下降,培养末期,低氮对氮矿化有略微的促进作用,高氮则出现了抑制;增温×氮沉降处理对土壤氮矿化的影响与单独氮沉降处理的趋势类似,也是随着培养时间而下降,培养结束时,增温×低氮稍高于对照,增温×高氮低于对照处理。通过室内培养实验发现,在整个培养期间,除第一天外,其他时间增温处理土壤N2O排放速率都低于对照处理;在整个培养期间,氮沉降处理土壤N2O排放速率一直在对照处理上下波动;增温×氮沉降处理在培养初期和中期,N2O排放速率也一直低于对照处理,后期高于对照处理。而整个培养期间,增温和氮沉降处理的土壤N2O累积排放量都低于对照处理,说明增温和氮沉降都抑制了土壤N2O排放。原因是增温和氮沉降降低了土壤pH,抑制了土壤羧酸铵向亚硝酸盐的反应,从而降低了土壤N2O排放。