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(Nitrogenmineralization)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Cinnamomumcamphora与湿地松Pinuselliottii）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1677.1h，全年无霜期270～300d；雨量充沛，年均降水量1422mm。园内植物种类达2200余种，植被以人工次生林为主。研究样地海拔50～100m，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Cudraniatricuspidata、白栎Quercusfabri、山矾Symplocoscaudate、毛泡桐Paulowwniatomaentosa、苦槠Castanopsissclerophylla、糙叶树Aphanantheaspera，草本植物以商陆Phyto-laccaacinosa、淡竹叶Lophantherumgracile、酢浆草Oxaliscomiculata等；湿地松群落以湿地松为主，林下植被有喜树Camptothecaacuminate、杜荆Vitexagnuscastus、苦槠、樟树，草本植物有铁线蕨Adiantumcapillusveneris、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25m×25m，湿地松每块样地为10m×10m。样地分别施高纯度NH4NO3氮肥5gm-2(LN)、15gm-2(MN)、30gm-2(HN)，另外各设置一个对照样地(CK)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：PVC管(内径4.0cm,高15cm)、5g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PVC管内径，厚度约0.4cm，中部打孔)[11-12]。采样前，先将地表凋落物去除，将2支PVC管同时打入地下0～15cm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PVC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2cm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PVC管放入原处进行培养，30d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PVC管下方土壤溶液中的NO3--N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]。NH4+-N用2molL-1KCl浸提—蒸馏法测定；NO3--N用酚二磺酸比色法测定；阴离子交换树脂吸附淋溶的NO3--N用紫外分光光度法测定[17]。 2.2数值计算与分析 CN=(CB铵+CB硝+CE硝)-(CA铵+CA硝)；RN=(CB铵+CB硝+CE硝)-(CA铵+CA硝)/t；R铵=(CB铵-CA铵)/t；R硝=(CB硝+CE硝-CA硝)/t。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Excel2007。 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(CK)处理土壤中的硝态氮(NO3--N)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>CK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。培养前2种森林群落土壤的铵态氮(NH4+-N)含量明显高于硝态氮(NO3--N)含量，3种施氮肥处理HN、MN、LN和对照处理樟树林土壤中铵态氮含量分别占总无机氮含量的99.36%、99.41%、99.37%和99.29%，湿地松林为92.27%、95.08%、97.02%和98.89%。这表明铵态氮(NH4+-N)是土壤无机氮存在的主要形式。#p#分页标题#e# 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CK处理中土壤铵态氮（NH4+-N）和硝态氮(NO3--N)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CK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82.44mgkg-1分别降低到117.34、56.69、41.54和53.44mgkg-1，硝态氮含量从培养前的0.96、0.59、0.50和0.59mgkg-1分别上升到5.19、4.80、3.77和2.93mgkg-1；湿地松林铵态氮含量从培养前的102.14、81.91、97.64和152.62mgkg-1分别降低到63.55、53.40、66.64、和112.51mgkg-1，硝态氮含量从培养前的8.56、4.24、3.00和1.71mgkg-1分别升高到12.52、7.90、6.56和6.00mgkg-1。经过培养后，施肥处理和对照土壤中的铵态氮(NH4+-N)含量大于硝态氮(NO3--N)含量，仍然是无机氮的主要存在形式（见图3）。 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CK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29.00mgkg-1，湿地松林分别降低了38.59、28.50、31.00和40.11mgkg-1。净硝化量均为正值，樟树林分别增加了4.23、4.21、3.27和2.34mgkg-1，湿地松林分别增加了3.96、3.66、3.56和3.28mgkg-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CK的累计净氮矿化量为-28.10、-39.03、33.16和-26.66mgkg-1。MN、LN与CK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CK之间的差异不显著(P>0.05)。净氮矿化速率为MN(-1.30mgkg-1d-1)<LN(-1.11mgkg-1d-1)<HN(-0.94mgkg-1d-1)<CK(-0.89mgkg-1d-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CK的累积净氮矿化量为-34.63、24.84、27.44和36.83mgkg-1。MN、LN与CK的净氮矿化量的差异极显著(表1，P<0.01)，HN的氮矿化量与CK之间的差异不显著(P>0.05)。净氮矿化速率排序为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0～15gm-2时土壤氮矿化速率逐渐上升，施肥量达到30gm-2时氮矿化速率反而下降，说明15gm-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。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0～15gm-2时是递增的，当施肥量达到30gm-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0～15gm-2时土壤氮矿化速率逐渐上升，施肥量达到30gm-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。
