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土壤中氮素絕大多數為有機質的結合形態。無機形態的氮一般占全氮的1%～5%。土壤有機質和氮素的消長，主要決定于生物積累和分解作用的相對強弱、氣候、植被、耕作制度諸因素，特別是水熱條件，對土壤有機質和氮素含量有顯著的影響。土壤中有機態氮可以半分解的有機質、微生物軀體和腐殖質，而主要是腐殖質。有機形態的氮大部分必須經過土壤微生物的轉化作用，變成無機形態的氮才能為植物吸收利用[1]。無機態氮主要是銨態氮和硝態氮，還有少量亞硝態氮的存在，是植物吸收氮素的主要形態[2]。氮素的礦化作用(Nitrogenmineralization)是指土壤有機質碎屑中的氮素，在土壤動物和微生物的作用下，由難以被植物吸收利用的有機態轉化為可被植物直接吸收利用的無機態的過程。銨態氮可經硝化作用生成另一種無機氮——硝態氮。氮礦化速率決定了土壤中用于植物生長的氮素的可利用性[3]，是森林生態系統氮素循環最重要的過程之一，氮礦化研究對于揭示生態系統功能、生物地球化學循環過程的本質有重要意義。   土壤氮礦化作用被認為是土壤中氮素循環的一個很重要的過程，受到土壤學家和生態學家的關注。森林生態系統土壤中銨態氮、硝態氮的動態，氮礦化的速率以及影響因子的研究對森林生態系統的營養循環、氮素循環具有重要的意義。近年來，國內外學者對森林生態系統土壤銨態氮和硝態氮含量分布狀況以及礦化作用給予了高度重視。在森林土壤氮素的轉換與循環、土壤氮素礦化速率及影響因素、溫度濕度條件對土壤氮礦化影響以及掉落物質量對土壤氮礦化的影響等方面開展了大量的研究工作[4]。我國在森林土壤、耕作土壤施肥和溫帶典型草地土壤以及土壤動物微生物等方面也展開了一些研究[5]。但亞熱帶森林群落施氮肥對土壤氮礦化速率影響的研究報道仍較少見。基于此，以亞熱帶森林中2種常見森林群落（樟樹Cinnamomumcamphora與濕地松Pinuselliottii）作為本試驗的研究對象，采用樹脂芯法測定土壤氮礦化速率，分析施氮肥量與土壤氮礦化速率的關系。   1實驗地概況   試驗地位于湖南省長沙市森林植物園(113°02′～113°03′E,28°06′～28°07′N)，屬典型的亞熱帶濕潤季風氣候。7月最熱，平均氣溫29.4℃，極端最高氣溫40.6℃；年均氣溫17.2℃，1月最冷，平均4.7℃，極端最低溫度-11.3℃；年均日照時數1677.1h，全年無霜期270～300d；雨量充沛，年均降水量1422mm。園內植物種類達2200余種，植被以人工次生林為主。研究樣地海拔50～100m，坡度為10°～20°，在園內選擇樹齡相同或相近的樟樹和濕地松2種類型森林群落作為研究對象。2種森林群落主要組成成分分別為：樟樹群落以樟樹為主，林下植被有柘樹Cudraniatricuspidata、白櫟Quercusfabri、山礬Symplocoscaudate、毛泡桐Paulowwniatomaentosa、苦櫧Castanopsissclerophylla、糙葉樹Aphanantheaspera，草本植物以商陸Phyto-laccaacinosa、淡竹葉Lophantherumgracile、酢漿草Oxaliscomiculata等；濕地松群落以濕地松為主，林下植被有喜樹Camptothecaacuminate、杜荊Vitexagnuscastus、苦櫧、樟樹，草本植物有鐵線蕨Adiantumcapillusveneris、酢漿草、雞矢藤Paederiascandens、商陸等。   2　研究方法   2.1試驗方法   采用樹脂芯方法[6]原位測定土壤銨態氮、硝態氮含量以及凈硝化速率和凈氮礦化速率。目前我國研究土壤氮素礦化的方法主要有埋袋培養法、厭氣培養法、好氣培養法、頂蓋埋管法、樹脂芯方法[7-8]等。樹脂芯方法能夠部分克服埋袋法土壤水分不如自然狀態下具有波動性，對土壤干擾小。土壤的礦化產物可以隨水分下滲離開土芯，從而減少了對土壤進一步礦化的抑制作用[9-10]，具有較好的應用前景。2010年7月，在湖南省森林植物園的樟樹和濕地松群落中，各設立10塊固定樣地，共20塊。樟樹每塊樣地為25m×25m，濕地松每塊樣地為10m×10m。樣地分別施高純度NH4NO3氮肥5gm-2(LN)、15gm-2(MN)、30gm-2(HN)，另外各設置一個對照樣地(CK)不作施肥處理。每個樣地都取一個重復樣，共設置40個管。樹脂芯方法的實驗裝置包括：PVC管(內徑4.0cm,高15cm)、5g陰離子交換樹脂(氯型，強堿性)袋、濾紙（2張）和石膏塞(直徑略小于PVC管內徑，厚度約0.4cm，中部打孔)[11-12]。采樣前，先將地表凋落物去除，將2支PVC管同時打入地下0～15cm土層，取出其中1支中的土壤帶回實驗室，其測定結果作為土壤含水率、銨態氮和硝態氮的初始值；將另外1支PVC管也取出，在不破壞土壤原狀結構的情況下，用平口螺絲刀去除管底部約2cm厚的土壤，在騰出的空間中，首先放入1張濾紙(避免樹脂袋和土壤直接接觸)，然后放置陰離子交換樹脂袋，再放置1張濾紙，最后放上石膏塞并固定住，小心地把PVC管放入原處進行培養，30d后取回實驗室測定結果。石膏塞被放置在樹脂袋下部以避免PVC管下方土壤溶液中的NO3--N被樹脂交換吸附，同時石膏塞上的孔也能確保土壤溶液的及時排出[13-16]。NH4+-N用2molL-1KCl浸提—蒸餾法測定；NO3--N用酚二磺酸比色法測定；陰離子交換樹脂吸附淋溶的NO3--N用紫外分光光度法測定[17]。   2.2數值計算與分析   CN=(CB銨+CB硝+CE硝)-(CA銨+CA硝)；RN=(CB銨+CB硝+CE硝)-(CA銨+CA硝)/t；R銨=(CB銨-CA銨)/t；R硝=(CB硝+CE硝-CA硝)/t。式中：CN為土壤凈氮礦化量；CB銨為培養后銨態氮量；CB硝為培養后硝態氮量；CE硝為淋溶硝態氮量；CA銨為培養前銨態氮量；CA硝為培養前硝態氮量；RN為土壤凈氮礦化速率；t為培養時間；R銨為土壤凈銨化速率；R硝土壤凈硝化速率。數據統計采用單因子方差分析，進行凈氮礦化量和凈氮礦化速率的比較，分析軟件和作圖工具分別采用SPSS13.0和Excel2007。   3結果與分析   3.1土壤中無機氮含量的比較   對試驗樣地進行施氮肥處理后，樟樹林施氮肥HN、MN、LN和對照(CK)處理土壤中的硝態氮(NO3--N)含量差異不顯著(P>0.05)，表明進行3種濃度的施氮肥處理后對樟樹林土壤中的硝態氮含量沒有影響或影響不大；濕地松林土壤中硝態氮含量差異極顯著(P<0.01)，表明3種施氮肥處理對濕地松林土壤中的硝態氮含量有影響，且呈現HN>MN>LN>CK的規律(見圖1)。而樟樹和濕地松林土壤中銨態氮(NH4+-N)的含量均差異不顯著(P>0.05)，表明3種施氮肥處理后對樟樹林和濕地松林土壤的銨態氮含量影響不大或沒有影響。培養前2種森林群落土壤的銨態氮(NH4+-N)含量明顯高于硝態氮(NO3--N)含量，3種施氮肥處理HN、MN、LN和對照處理樟樹林土壤中銨態氮含量分別占總無機氮含量的99.36%、99.41%、99.37%和99.29%，濕地松林為92.27%、95.08%、97.02%和98.89%。這表明銨態氮(NH4+-N)是土壤無機氮存在的主要形式。#p#分頁標題#e#   3.2培養后土壤中銨態氮、硝態氮和無機氮含量的變化   樟樹林和濕地松林HN、MN、LN和CK處理中土壤銨態氮（NH4+-N）和硝態氮(NO3--N)含量在培養前與培養后之間的差異均極顯著(P<0.01)。HN、MN、LN和CK處理的土壤中均表現出銨態氮含量下降，硝態氮含量明顯上升(見圖1，2)。其中樟樹林銨態氮含量從培養前的149.67、99.93、77.97和82.44mgkg-1分別降低到117.34、56.69、41.54和53.44mgkg-1，硝態氮含量從培養前的0.96、0.59、0.50和0.59mgkg-1分別上升到5.19、4.80、3.77和2.93mgkg-1；濕地松林銨態氮含量從培養前的102.14、81.91、97.64和152.62mgkg-1分別降低到63.55、53.40、66.64、和112.51mgkg-1，硝態氮含量從培養前的8.56、4.24、3.00和1.71mgkg-1分別升高到12.52、7.90、6.56和6.00mgkg-1。經過培養后，施肥處理和對照土壤中的銨態氮(NH4+-N)含量大于硝態氮(NO3--N)含量，仍然是無機氮的主要存在形式（見圖3）。   3.3凈氮礦化量和礦化速率   凈氮礦化量和凈氮礦化速率反映土壤中無機氮的凈變化(見表1)。經過培養后，在樟樹和濕地松林施肥HN、MN、LN和CK的土壤中，凈銨化量均出現負值，樟樹林分別降低了32.33、43.24、36.44和29.00mgkg-1，濕地松林分別降低了38.59、28.50、31.00和40.11mgkg-1。凈硝化量均為正值，樟樹林分別增加了4.23、4.21、3.27和2.34mgkg-1，濕地松林分別增加了3.96、3.66、3.56和3.28mgkg-1。2種林地3種處理的土壤氮礦化均表現為硝化作用，銨態氮向硝態氮轉化。樟樹林土壤施肥HN、MN、LN與CK的累計凈氮礦化量為-28.10、-39.03、33.16和-26.66mgkg-1。MN、LN與CK的凈氮礦化量的差異極顯著(見表1，P<0.01)，而HN的氮礦化量與CK之間的差異不顯著(P>0.05)。凈氮礦化速率為MN(-1.30mgkg-1d-1)<LN(-1.11mgkg-1d-1)<HN(-0.94mgkg-1d-1)<CK(-0.89mgkg-1d-1)。表明樟樹林施氮肥對土壤的氮礦化速率有一定的抑制性作用，氮肥的施用降低了其土壤氮礦化速率。本試驗數據顯示其規律性不明顯。濕地松林土壤施肥HN、MN、LN與CK的累積凈氮礦化量為-34.63、24.84、27.44和36.83mgkg-1。MN、LN與CK的凈氮礦化量的差異極顯著(表1，P<0.01)，HN的氮礦化量與CK之間的差異不顯著(P>0.05)。凈氮礦化速率排序為CK(-1.23mgkg-1d-1)<HN(-1.15mgkg-1d-1)<LN(-0.91mgkg-1d-1)<MN(-0.83mgkg-1d-1)。表明施氮肥對濕地松林土壤的氮礦化速率具有促進作用，且當施肥量從0～15gm-2時土壤氮礦化速率逐漸上升，施肥量達到30gm-2時氮礦化速率反而下降，說明15gm-2為濕地松的較佳施肥量。在氮肥施用量對農業用地土壤氮含量分布影響的研究中表明，施氮肥可以增加農作物產量，當氮肥濃度達到一定程度時會降低農作物產量。施肥對土壤氮素礦化影響的研究多在農業生產中進行試驗，而對森林土壤氮礦化影響的研究很少見。從本試驗可以看出，樟樹和濕地松人工林在施不同量氮肥的情況下，土壤氮礦化速率受到不同的影響。樟樹林施氮肥對其土壤氮礦化速率具有明顯的抑制性作用；濕地松林施氮肥對其土壤氮礦化速率具有促進作用，且礦化速率在施肥量為0～15gm-2時是遞增的，當施肥量達到30gm-2時礦化速率降低。   由于森林土壤氮素轉換的過程非常復雜，且影響因素很多，外源氮輸入對森林生態系統土壤氮礦化的影響是一個復雜性和長期性的過程，外援施氮對森林生態系統土壤氮礦化，尤其是對亞熱帶森林土壤氮礦化的影響機制如何，還需要長期的模擬實驗進行驗證。   4討論   4.1施肥對森林土壤氮礦化速率的影響   目前，盡管對森林生態系統土壤氮素轉換方面展開了很多研究，但是對外源氮對土壤氮素轉換的影響仍無明確的結論。Aber等[18]多年的研究表明，長期外源氮的施加會對溫帶森林土壤氮礦化速率的增加，在英國和瑞典等歐洲國家的對針葉林施加外源氮輸入的試驗也證明了此結論。然而在美國的研究卻不同，Magill等[19]的研究表明增加施氮量會使土壤的氮礦化增加，但是當外源氮達到一定量時，氮礦化會減少甚至少于對照處理。這與本試驗的研究結果相似，當濕地松的施肥量從0～15gm-2時土壤氮礦化速率逐漸上升，施肥量達到30gm-2時氮礦化速率反而下降。近年來，許多研究都證明了此結論，森林土壤氮礦化會隨著外源氮的增加而增加，當達到一定量時，氮礦化會隨氮輸入的增加而減少。   4.2森林生態系統土壤氮素的轉換   森林生態系統土壤無機氮的主要成分為硝態氮和銨態氮，其中銨態氮占絕大部分。莫江明等[20-22]對不同森林類型的研究都表明了銨態氮占土壤無機氮含量的60%~94%。森林土壤氮素轉換的過程主要有氨化作用和硝化作用。土壤中有機態氮轉變成銨態氮的過程稱作氨化作用，銨態氮經過硝化細菌和亞硝化細菌的作用轉變為硝態氮的過程稱作硝化作用。在森林生態系統中，土壤中銨態氮向硝態氮的轉換較為明顯[23]。本試驗研究表明，樟樹林和濕地松林土壤中均表現為銨態氮向硝態氮的轉變。