不同施肥量对樟树与湿地松土壤氮矿化速率的影响

赵大勇，闫文德，田大伦，王光军，郑 威，梁小翠

（1.中南林业科技大学，湖南 长沙410004；2.南方林业生态应用技术国家工程实验室，湖南 长沙 410004；3.城市森林生态湖南省重点实验室，湖南 长沙 410004；4.国家野外科学观测研究站，湖南 会同 418307）

不同施肥量对樟树与湿地松土壤氮矿化速率的影响

赵大勇1,3，闫文德1,2,3，田大伦1,2，王光军1,2，郑 威1,4，梁小翠1,3

（1.中南林业科技大学，湖南 长沙410004；2.南方林业生态应用技术国家工程实验室，湖南 长沙 410004；3.城市森林生态湖南省重点实验室，湖南 长沙 410004；4.国家野外科学观测研究站，湖南 会同 418307）

2010年6月，在湖南省植物园采用树脂芯原位测定法，对樟树和湿地松2种群落进行3种施氮肥处理 (LN:5 g•m-2；MN:15 g•m-2；HN:30 g•m-2)，并各设置一个对照 (СK)即不做施肥处理，比较了 3 种处理对樟树和湿地松群落土壤中无机氮含量及氮矿化速率。结果表明：樟树和湿地松群落土壤氮矿化速率表现出不同的规律，樟树为 MN(-1.30 mg•k-1•d-1)＜LN(-1.11 mg•kg-1•d-1)＜HN(-0.94 mg•kg-1•d-1)＜СK(-0.89 mg•kg-1•d-1)，湿地松为 СK(-1.23 mg•kg-1•d-1)＜HN(-1.15 mg•kg-1•d-1)＜LN(-0.91 mg•kg-1•d-1)＜MN(-0.83 mg•kg-1•d-1)。研究表明施氮肥对樟树群落土壤氮矿化速率产生了抑制性作用，对湿地松群落土壤则为促进作用。

樟树；湿地松；树脂芯法；氮矿化速率；施肥

土壤中氮素绝大多数为有机质的结合形态。无机形态的氮一般占全氮的1%～5%。土壤有机质和氮素的消长，主要决定于生物积累和分解作用的相对强弱、气候、植被、耕作制度诸因素，特别是水热条件，对土壤有机质和氮素含量有显著的影响。土壤中有机态氮可以半分解的有机质、微生物躯体和腐殖质，而主要是腐殖质。有机形态的氮大部分必须经过土壤微生物的转化作用，变成无机形态的氮才能为植物吸收利用[1]。无机态氮主要是铵态氮和硝态氮，还有少量亚硝态氮的存在，是植物吸收氮素的主要形态[2]。氮素的矿化作用(Nitrogen mineralization)是指土壤有机质碎屑中的氮素，在土壤动物和微生物的作用下，由难以被植物吸收利用的有机态转化为可被植物直接吸收利用的无机态的过程。铵态氮可经硝化作用生成另一种无机氮——硝态氮。氮矿化速率决定了土壤中用于植物生长的氮素的可利用性[3]，是森林生态系统氮素循环最重要的过程之一，氮矿化研究对于揭示生态系统功能、生物地球化学循环过程的本质有重要意义。

土壤氮矿化作用被认为是土壤中氮素循环的一个很重要的过程，受到土壤学家和生态学家的关注。森林生态系统土壤中铵态氮、硝态氮的动态，氮矿化的速率以及影响因子的研究对森林生态系统的营养循环、氮素循环具有重要的意义。近年来，国内外学者对森林生态系统土壤铵态氮和硝态氮含量分布状况以及矿化作用给予了高度重视。在森林土壤氮素的转换与循环、土壤氮素矿化速率及影响因素、温度湿度条件对土壤氮矿化影响以及掉落物质量对土壤氮矿化的影响等方面开展了大量的研究工作[4]。我国在森林土壤、耕作土壤施肥和温带典型草地土壤以及土壤动物微生物等方面也展开了一些研究[5]。但亚热带森林群落施氮肥对土壤氮矿化速率影响的研究报道仍较少见。基于此，以亚热带森林中2种常见森林群落（樟树Cinnamomum camphora与湿地松Pinus elliottii）作为本试验的研究对象，采用树脂芯法测定土壤氮矿化速率，分析施氮肥量与土壤氮矿化速率的关系。

1 实验地概况

试验地位于湖南省长沙市森林植物园(113°02′～ 113°03′E,28°06′～ 28°07′N)，属典型的亚热带湿润季风气候。7月最热，平均气温29.4℃，极端最高气温40.6 ℃；年均气温17.2℃，1月最冷，平均4.7℃，极端最低温度-11.3℃；年均日照时数1 677.1 h，全年无霜期270～300 d；雨量充沛，年均降水量1 422 mm。园内植物种类达2 200余种，植被以人工次生林为主。

研究样地海拔50～100 m，坡度为10°～20°，在园内选择树龄相同或相近的樟树和湿地松2种类型森林群落作为研究对象。2种森林群落主要组成成分分别为：樟树群落以樟树为主，林下植被有柘树Cudrania tricuspidata、白栎Quercus fabri、山矾Symplocos caudate、毛泡桐Paulowwnia tomaentosa、苦槠Castanopsis sclerophylla、糙叶树Aphananthe aspera，草本植物以商陆Phytolacca acinosa、 淡 竹 叶Lophantherum gracile、 酢浆草Oxalis comiculata等；湿地松群落以湿地松为主，林下植被有喜树Camptotheca acuminate、杜荆Vitex agnuscastus、苦槠、樟树，草本植物有铁线蕨Adiantum capillusveneris、酢浆草、鸡矢藤Paederiascandens、商陆等。

2 研究方法

2.1 试验方法

采用树脂芯方法[6]原位测定土壤铵态氮、硝态氮含量以及净硝化速率和净氮矿化速率。目前我国研究土壤氮素矿化的方法主要有埋袋培养法、厌气培养法、好气培养法、顶盖埋管法、树脂芯方法[7-8]等。树脂芯方法能够部分克服埋袋法土壤水分不如自然状态下具有波动性，对土壤干扰小。土壤的矿化产物可以随水分下渗离开土芯，从而减少了对土壤进一步矿化的抑制作用[9-10]，具有较好的应用前景。

2010年7月，在湖南省森林植物园的樟树和湿地松群落中，各设立10块固定样地，共20块。樟树每块样地为25 m×25 m，湿地松每块样地为10 m×10 m。样地分别施高纯度NH4NO3氮肥 5 g•m-2(LN)、15 g•m-2(MN)、30 g•m-2(HN)， 另外各设置一个对照样地(СK)不作施肥处理。每个样地都取一个重复样，共设置40个管。

树脂芯方法的实验装置包括：PVС管(内径4.0 cm,高15 cm)、5 g阴离子交换树脂(氯型，强碱性)袋、滤纸（2张）和石膏塞(直径略小于PVС管内径，厚度约0.4 cm，中部打孔)[11-12]。采样前，先将地表凋落物去除，将2支PVС管同时打入地下0～15 cm土层，取出其中1支中的土壤带回实验室，其测定结果作为土壤含水率、铵态氮和硝态氮的初始值；将另外1支PVС管也取出，在不破坏土壤原状结构的情况下，用平口螺丝刀去除管底部约2 cm厚的土壤，在腾出的空间中，首先放入1张滤纸(避免树脂袋和土壤直接接触)，然后放置阴离子交换树脂袋，再放置1张滤纸，最后放上石膏塞并固定住，小心地把PVС管放入原处进行培养，30 d后取回实验室测定结果。石膏塞被放置在树脂袋下部以避免PVС管下方土壤溶液中的被树脂交换吸附，同时石膏塞上的孔也能确保土壤溶液的及时排出[13-16]。

2.2 数值计算与分析

式中：CN为土壤净氮矿化量；CB铵为培养后铵态氮量；CB硝为培养后硝态氮量；CE硝为淋溶硝态氮量；CA铵为培养前铵态氮量；CA硝为培养前硝态氮量；RN为土壤净氮矿化速率；t为培养时间；R铵为土壤净铵化速率；R硝土壤净硝化速率。

数据统计采用单因子方差分析，进行净氮矿化量和净氮矿化速率的比较，分析软件和作图工具分别采用SPSS13.0和Excel 2007。

3 结果与分析

3.1 土壤中无机氮含量的比较

对试验样地进行施氮肥处理后，樟树林施氮肥HN、MN、LN和对照(СK)处理土壤中的硝态氮()含量差异不显著(P＞0.05)，表明进行3种浓度的施氮肥处理后对樟树林土壤中的硝态氮含量没有影响或影响不大；湿地松林土壤中硝态氮含量差异极显著(P＜0.01)，表明3种施氮肥处理对湿地松林土壤中的硝态氮含量有影响，且呈现HN＞MN＞LN＞СK的规律(见图1)。而樟树和湿地松林土壤中铵态氮(NH4+-N)的含量均差异不显著(P＞0.05)，表明3种施氮肥处理后对樟树林和湿地松林土壤的铵态氮含量影响不大或没有影响。

图1 樟树林(С)和湿地松林(P)土壤中硝态氮()含量Fig. 1 Contents of in soils of C. camphora & P. elliottii

3.2 培养后土壤中铵态氮、硝态氮和无机氮含量的变化

樟树林和湿地松林HN、MN、LN和СK处理中土壤铵态氮（）和硝态氮()含量在培养前与培养后之间的差异均极显著(P＜0.01)。HN、MN、LN和СK处理的土壤中均表现出铵态氮含量下降，硝态氮含量明显上升(见图1，2)。其中樟树林铵态氮含量从培养前的149.67、99.93、77.97和 82.44 mg•kg-1分别降低到 117.34、56.69、41.54 和 53.44mg•kg-1，硝态氮含量从培养 前 的 0.96、0.59、0.50和 0.59 mg•kg-1分 别 上升到 5.19、4.80、3.77和 2.93 mg•kg-1；湿地松林铵态氮含量从培养前的102.14、81.91、97.64和152.62 mg•kg-1分别降低到 63.55、53.40、66.64、和112.51 mg•kg-1，硝态氮含量从培养前的8.56、4.24、3.00 和 1.71 mg•kg-1分 别 升 高 到 12.52、7.90、6.56和6.00 mg•kg-1。经过培养后，施肥处理和对照土壤中的铵态氮()含量大于硝态氮()含量，仍然是无机氮的主要存在形式（见图3）。

图2 樟树林(С)和湿地松林(P)土壤中铵态氮含量Fig. 2 Contents ofin soils of C. camphora & P. elliottii

图3 樟树林(С)和湿地松林(P)土壤中无机氮总量Fig. 3 Contents of Nitrogen mineralization in soils of C. camphora & P. elliottii

3.3 净氮矿化量和矿化速率

净氮矿化量和净氮矿化速率反映土壤中无机氮的净变化(见表1)。经过培养后，在樟树和湿地松林施肥HN、MN、LN和СK的土壤中，净铵化量均出现负值，樟树林分别降低了32.33、43.24、36.44和29.00 mg•kg-1，湿地松林分别降低了 38.59、28.50、31.00 和 40.11 mg•kg-1。净硝化量均为正值，樟树林分别增加了4.23、4.21、3.27和2.34 mg•kg-1，湿地松林分别增加了 3.96、3.66、3.56和3.28 mg•kg-1。2种林地3种处理的土壤氮矿化均表现为硝化作用，铵态氮向硝态氮转化。

樟树林土壤施肥HN、MN、LN与СK的累计净氮矿化量为-28.10、-39.03、33.16和-26.66 mg•kg-1。MN、LN 与 СK 的净氮矿化量的差异极显著(见表1，P＜0.01)，而HN的氮矿化量与СK之间的差异不显著(P＞0.05)。净氮矿化速率为MN(-1.30 mg•kg-1•d-1) ＜ LN( -1.11mg•kg-1•d-1) ＜HN(-0.94 mg•kg-1•d-1)＜СK(-0.89 mg•kg-1•d-1)。 表 明樟树林施氮肥对土壤的氮矿化速率有一定的抑制性作用，氮肥的施用降低了其土壤氮矿化速率。本试验数据显示其规律性不明显。

湿地松林土壤施肥HN、MN、LN与СK的累积净氮矿化量为-34.63、24.84、27.44和36.83 mg•kg-1。MN、LN与СK的净氮矿化量的差异极显著(表1，P＜0.01)，HN的氮矿化量与СK之间的差异不显著(P＞0.05)。净氮矿化速率排序为СK(-1.23 mg•kg-1•d-1) ＜ HN(-1.15 mg•kg-1•d-1) ＜LN(-0.91 mg•kg-1•d-1)＜MN(-0.83 mg•kg-1•d-1)。表 明施氮肥对湿地松林土壤的氮矿化速率具有促进作用，且当施肥量从0～15 g•m-2时土壤氮矿化速率逐渐上升，施肥量达到30 g•m-2时氮矿化速率反而下降，说明15 g•m-2为湿地松的较佳施肥量。在氮肥施用量对农业用地土壤氮含量分布影响的研究中表明，施氮肥可以增加农作物产量，当氮肥浓度达到一定程度时会降低农作物产量。

表1 樟树和湿地松土壤氮矿化速率、氨化速率和硝化速率†Table 1 Nitrogen mineralization, nitrification, ammonification amount and rates of C. camphora & P. elliottii plantations soils

施肥对土壤氮素矿化影响的研究多在农业生产中进行试验，而对森林土壤氮矿化影响的研究很少见。从本试验可以看出，樟树和湿地松人工林在施不同量氮肥的情况下，土壤氮矿化速率受到不同的影响。樟树林施氮肥对其土壤氮矿化速率具有明显的抑制性作用；湿地松林施氮肥对其土壤氮矿化速率具有促进作用，且矿化速率在施肥量为0～15 g•m-2时是递增的，当施肥量达到30 g•m-2时矿化速率降低。

由于森林土壤氮素转换的过程非常复杂，且影响因素很多，外源氮输入对森林生态系统土壤氮矿化的影响是一个复杂性和长期性的过程，外援施氮对森林生态系统土壤氮矿化，尤其是对亚热带森林土壤氮矿化的影响机制如何，还需要长期的模拟实验进行验证。

4 讨 论

4.1 施肥对森林土壤氮矿化速率的影响

目前，尽管对森林生态系统土壤氮素转换方面展开了很多研究，但是对外源氮对土壤氮素转换的影响仍无明确的结论。Aber等[18]多年的研究表明，长期外源氮的施加会对温带森林土壤氮矿化速率的增加，在英国和瑞典等欧洲国家的对针叶林施加外源氮输入的试验也证明了此结论。然而在美国的研究却不同，Magill等[19]的研究表明增加施氮量会使土壤的氮矿化增加，但是当外源氮达到一定量时，氮矿化会减少甚至少于对照处理。这与本试验的研究结果相似，当湿地松的施肥量从0～15 g•m-2时土壤氮矿化速率逐渐上升，施肥量达到30 g•m-2时氮矿化速率反而下降。近年来，许多研究都证明了此结论，森林土壤氮矿化会随着外源氮的增加而增加，当达到一定量时，氮矿化会随氮输入的增加而减少。

4.2 森林生态系统土壤氮素的转换

森林生态系统土壤无机氮的主要成分为硝态氮和铵态氮，其中铵态氮占绝大部分。莫江明等[20-22]对不同森林类型的研究都表明了铵态氮占土壤无机氮含量的60%～94%。森林土壤氮素转换的过程主要有氨化作用和硝化作用。土壤中有机态氮转变成铵态氮的过程称作氨化作用，铵态氮经过硝化细菌和亚硝化细菌的作用转变为硝态氮的过程称作硝化作用。在森林生态系统中，土壤中铵态氮向硝态氮的转换较为明显[23]。本试验研究表明，樟树林和湿地松林土壤中均表现为铵态氮向硝态氮的转变。

[1] 莫江明,郁梦德,孔国辉,等.鼎湖山马尾松人工林土壤硝态氮和铵态氮动态研究[J].植物生态学报,1997,21(4):335-341.

[2] 孟 盈,薛敬意,沙丽清,等.西双版纳不同热带森林下土壤氨态氮和硝态氮动态研究[J].植物生态学报,2001,25(1):99-104.

[3] 王光军,田大伦,朱 凡,等.湖南省4种森林群落土壤氮的矿化作用[J].生态学报,2009,29(3):1607-1615.

[4] 朱兆良.中国土壤的氮素肥力与农业中的氮素管理-中国土壤肥力[M].北京:中国农业出版社,1998.

[5] 沈善敏.氮肥在中国农业发展中的贡献和农业中氮的损失[J].土壤学报,2002,39(增刊):12-25.

[6] Bremner, J.M. Studies on soil organic matter.І.chemical nature of soil organic nitrogen[J].J,Agric.sci.1949.39:183-193.

[7] 朱兆良,文启孝主编.中国土壤氮素[M].南京:江苏科学技术出版社,1990:3-24.

[8] Nordmeyer H, Richter J. Іncbation experiments on nitrogen mineralization in loess and sandy soils[J].Plant and Soil,1985,85(3):433-435.

[9] Bremer E, Kuikman P. Іnfluence of competition for nitrogen in soil on net mineralization of nitrogen[J].Plant and Soil,1997,190(1):119-126.

[10] Nadelhoffer K J, Boone R D, Bowden R D, et al. The DІRT experiment: litter and root influences on forest soil organic matter stocks and function forests in time: The Environmental Сonsequences of 1000 Years of Сhange in New England. New Haven: Yale University Press,2004:300-315.

[11] 刘杏认,董云社,齐玉春.温带典型草地土壤净氮矿化作用研究[J].环境科学,2007,28(3):633-639.

[12] 陈印平,潘开文,吴 宁,等.凋落物质量和分解对中亚热带栲木荷林土壤氮矿化的研究[J].应用与环境生物学报,2005,11(2):146-151.

[13] 中国科学院南京土壤研究所主编.土壤理化分析[M].上海:上海科学技术出版社,1978.

[14] 王艳杰,邹国元,付 桦,等.土壤氮素矿化研究进展[J].中国农学通报,2005,21(10):203-208.

[15] 李贵才,韩兴国,黄建辉,等.森林生态系统土壤氮矿化影响因素研究进展[J].生态学报,2001,21(7):1187-1195.

[16] Nadelhoffer K J, Giblin A E, Shaver G R, et al. Effects of temperature and substrate quality on element mineralization in six arctic soils[J].Ecology,1991,72(1):242-253.

[17] 徐晓荣,李恒辉,陈 良,等.还原蒸馏法与酚二磺酸比色法测定土壤硝态氮的比较.核农学通报,1997,18(2):82—84.

[18] Aber J D, Nadelhoffer K J, Steudler P, et al. Nitrogen saturation in northern forest ecosystems-hypotheses and implications[J].Bioscience,1989,39:378-386.

[19] Magill A H, Downs M R, Nadelhoffer K J, et al. Forest ecosystem response to four years of chronic nitrate and sulfate additions to Bear Brooks watershed, Maine, USA[J].Forest Ecology and Management,1996,84:29-37.

[20] 莫江明,郁梦德,孔国辉.鼎湖山马尾松人工林土壤硝态氮和铵态氮动态研究[J].植物生态学报,1997,21(4):335-341.

[21] 李检舟,沙丽清,王 君,等.云南哀牢山中山湿性常绿阔叶林土壤氮矿化季节变化[J].山地学报,2006,24(2):186-192.

[22] 李贵才,韩兴国,黄建辉.哀牢山木果柯林及其退化植被下土壤无机氮库的干季动态特征[J].植物生态学报,2001,25(2):210-217.

[23] 陈伏生,曾德慧,何兴元,等.森林土壤氮素的转化与循环[J].生态学杂志,2004,23(5):126-133.

Effects of nitrogen fertilizer on nitrogen mineralization rate in soils of Cinnamomum camphora and Pinus elliottii

ZHAO Da-yong1,3,YAN Wen-de1,2,3,TІAN Da-lun1,2,WANG Guang-jun1,2,ZHENG Wei1,4,LІANG Xiao-cui1,3
(1.Сentral South University of Forestry & Technology, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;2. National Engineering Lab. for Applied Technology of Forestry & Ecology in South Сhina, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;3. Key Lab. of Urban Forest Ecology of Hunan Province, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;4. National Field Station for Scientif i c Observation and Experiment, Huitong 418307, Hunan, Сhina)

On June 2010, the nitrogen mineralization contents and nitrogen mineralization rates in the soils ofCinnamomum camphora&Pinus elliottiiplantations in Hunan Botanical Garden were evaluated and compared with three nitrogen treatments(LN:5 g·m-2, MN:15 g·m-2, HN:30 g·m-2) setting a control (no fertilization) for them respectively. The results show that there were different laws in soil N mineralization rates of the two plantations,C.camphora‘s law was: MN (-1.30 mg·kg-1·d-1)＜LN (-1.11 mg·kg-1·d-1)＜HN(-0.94 mg·kg-1·d-1)＜СK(-0.89 mg·kg-1·d-1);P.elliottii‘s law was: СK(-1.23 mg·kg-1·d-1)＜HN(-1.15 mg·kg-1·d-1)＜LN(-0.91 mg·kg-1·d-1)＜MN (-0.83 mg·kg-1·d-1). The fi ndings reveal that the nitrogen fertilization had produced inhibitory effects on the nitrogen mineralization rate in soils ofC. camphora, and produced promoting effect on the soils ofP. elliottii.

Cinnamomum camphora;Pinus elliottii; resin-core technique; nitrogen mineralization rate; fertilization

S714.5；S792.26；S791.246

A

1673-923X (2012)05-0129-05

2012-03-10

“十二五”农村领域国家科技计划课题(2011BAD38B0204)；教育部新世纪优秀人才支持计划(NСET-10-0151)；湖南省科技厅项目(2010TP4011-3)；湖南省教育厅项目(湘财教字[2010]70号)；长沙市科技局项目(K1003009-61)

赵大勇(1987-)，男，山东临沂人，硕士生，主要从事森林生态学方面的研究；E-mail：hello_zdy@yahoo.cn

闫文德(1969-)，男，甘肃武威人，教授，博士生导师，博士，研究方向：城市生态学和森林生态学；

E-mail：csfuywd@hotmail.com

[本文编校：谢荣秀]