陈灿灿 ，马红亮 *，高人 ，尹云峰

1. 福建师范大学/湿润亚热带山地生态国家重点实验室培育基地，福建 福州 350007； 2. 福建师范大学地理科学学院，福建 福州 350007

自工业革命以来，随着经济的发展，矿石燃料的使用、人类活动导致大气中含氮化合物剧增并引起氮沉降量逐年上升已成为不争的事实（Jia et al.，2014），我国南方地区氮沉降呈现明显增加的趋潜势，已达到 N 18—101 kg·hm-2·a-1（梁亚宇，2018），氮沉降的增加导致陆地、水域生态系统氮超负荷（Mo et al.，2007），显著改变森林生态系统氮的有效性和矿化率、硝态氮的淋洗通量、以及加速养分淋失和土壤酸化。森林生态系统中氮沉降首先与凋落物发生作用（Hatton et al.，2015），凋落物中的可溶性物质和碳水化合物可以作为土壤矿物质氮素的源和库（马红亮等，2013），是养分归还土壤最主要的途径，凋落物对于氮素的动态和转化有着重要的影响。研究发现凋落物可促进土壤氮矿化和提高硝化速率（Zhou et al.，2015），但也有研究表明，凋落物对土壤氮无显著影响（闫聪微等，2012；Wang et al.，2019）。氮沉降和凋落物可能对土壤氮状态造成不同的影响，因此，有必要就氮沉降与凋落物分解相互作用对土壤氮素转化产生的潜在影响开展研究。

大部分被植物吸收的氮素来源于无机氮库（主要是NH4+-N和NO3--N），有机氮分解矿化释放无机氮的速率是控制土壤氮素供应的关键因素（Zhang et al.，2015）。氮添加对可矿化氮有累积效应，外源氮的长期效应可能是正的（Cheng et al.，2016），也可能是负的（Aber et al.，2004）。Vourlitis et al.（2007）指出长期氮沉降提高了土壤的氮矿化潜力，Aber et al.（2004）研究发现长期氮肥添加却降低了土壤氮矿化。外源氮对土壤氮素的影响与施氮量有关，董清馨等（2018）对杉木人工林土壤采取野外长期氮添加研究，结果表明，随着施氮水平的提高，土壤氮矿化速率增加；也有研究指出中低氮水平的土壤氮素矿化高于高氮水平（李阳等，2019）。可见，氮沉降改变了土壤可矿化氮，而影响土壤矿化潜势。Stanford et al.（1972）为衡量土壤中的氮素矿化水平，引入间歇淋洗好气培养法并结合一阶动力学方程求解氮矿化潜势（N0）。

硝化作用在土壤氮素供应和损失方面扮演重要角色，也是连接氮保持和反硝化作用的重要环节。由于长期的氮沉降导致土壤中氮形态、组成已经发生了变化（王梦思等，2018），有研究发现施氮显著增加了土壤硝化潜势（Wang et al.，2015；Ai et al.，2013），土壤硝化潜势随施氮量的增加而增加（Ai et al.，2013）。也有研究显示，过高的氮肥施用量抑制土壤的硝化作用（佟德利等，2012；王改玲等，2010）。基于此不同学者针对不同类型土壤进行氮添加，研究其硝化势对氮添加水平的响应特征，佟德利等（2012）对我国亚热带耕层土壤进行氮添加实验，认为(NH4)2SO4用量高于 N 150 mg·kg-1时，硝化作用降低；王改玲等（2010）对澳大利亚维多利亚洲Rutherglen小麦地的表层土壤进行不同水平氮添加实验，结果表明铵态氮添加量升高到200 mg·kg-1时，土壤的硝化潜势降低。因此，针对不同氮水平沉降背景下的土壤硝化潜势的研究，铵态氮适宜的添加量对不同的研究对象可能存在差异。

土壤氮素矿化潜势、硝化潜势可反映外在因素的长期或潜在影响，然而目前对土壤氮素矿化潜势、硝化潜势的评估多集中在草原生态系统（李阳等，2019）、农田生态系统（张金波等，2005）等。在我国中亚热带森林生态系统，大气氮沉降显著高于其他地区（Jia et al.，2014），加之其湿热的地理、气候因素，凋落物分解速度较快。因此，本研究以中亚热带阔叶林开展模拟氮沉降与凋落物输入研究的土壤为对象，取样后通过室内培养实验，探究土壤氮素矿化潜势以及硝化潜势的差异，以此反映氮沉降的影响和凋落物的作用，以期为氮沉降背景下区域性森林土壤供氮能力的评估提供理论依据和科学参考。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤采自福建省建瓯万木林自然保护区（27.03°N，118.09°E），地处武夷山山脉东南、鹫峰山脉西北，海拔高度230—556 m，本地属中亚热带季风气候，选择罗浮栲（Castanopsis faberi）阔叶林生态系统，土壤为花岗岩发育的山地红壤，pH为5.12，黏粒（＜0.002 mm）20.0%，粉粒（0.02—0.002 mm）45.5%，砂粒（2—0.02 mm）34.5%。从2009年9月开始，开展野外氮添加和去除凋落物试验，在样地设置3个水平的氮添加：分别为对照（0，以 NH4NO3中的 N 计，下同）、低氮（30 kg·hm-2·a-1）、高氮（100 kg·hm-2·a-1），根据当地年降水量水平和降水年内分配情况，分别于每年的 5、9、12月，将每次所需施加的NH4NO3溶解在2 L蒸馏水中，用喷壶均匀喷洒，在对照样地喷洒等量的水。样地从2012年9月开始调整氮添加量，分别为对照（CK，0 kg·hm-2·a-1）、低氮（LN，75 kg·hm-2·a-1）、高氮（HN，150 kg·hm-2·a-1）。凋落物处理方式有去除凋落物（R）和保留凋落物（L）两种，去除凋落物处理为清除样地表面全部凋落物，用尼龙网将凋落物与实验样地土壤隔离，尼龙网距离地面约 1.5 m，尼龙网上的凋落物经常清理。6个处理，每个处理3次重复，共有18个小区，每个小区大小为2 m×2 m，样地尽量选择大树之间较为空阔的区域，各样地间隔10 m以上，以防相互干扰。建立样地时，在每个小区周围插入PVC板至20 cm深度，降低降雨径流造成施入氮素的损失。于2019年5月施肥前采集样地表层（0—15 cm）土壤，去除可见根系和碎石等杂物，磨碎过筛（孔径2 mm），一部分新鲜土样保存于4 ℃冰箱，另一部分自然风干，用自封袋密封保存，待用。

1.2 培养实验

针对去除凋落物（CK-R、LN-R、HN-R）与保留凋落物（CK-L、LN-L、HN-L）6种处理的土壤，采用Stanford et al.（1972）间歇淋洗好气培养法测定不同处理土壤氮素矿化潜势（N0），N0可反映不同土壤氮素供应能力的相对高低。称取过风干土25 g和同等量石英砂，湿润后转入100 mL的注射器中。在培养0、1、2、3、4周后用100 mL 0.01 mol·L-1CaCl2溶液少量多次淋洗土壤，收集1、2、3、4周的淋洗液测定土壤可溶性有机氮和矿质氮含量。每次淋洗完毕后加入40 mL无氮营养液冲洗放入的恒温箱下好氧培养。培养期间用重量法维持水分。具体操作方法参考Stanford et al.（1972）与巨晓棠等（2000），用土壤氮矿化潜势经验公式计算矿化潜势：

式中，k为矿化速率常数（0.027），t为培养时间（28 d），Nt为培养t时间内累积的矿质态氮量（mg·kg-1），N0为氮素矿化潜势，即理论上可以矿化为无机氮的有机氮素量的最大值。

土壤氮素矿化总量 (mg·kg-1)=铵态氮质量分数+硝态氮质量分数。

土壤氮素矿化速率 (mg·kg-1·d-1)=土壤氮素矿化总量/培养天数。

N0占土壤全氮含量的比例（N0/TN）可以反映土壤中易矿化有机氮的情况，其值越大则表示土壤全氮中可矿化有机氮的数量越多，Nt/TN表示每克土壤中可矿化氮占全氮的百分比。

土壤氮素硝化潜势（PNR）测定参考张金波等（2005）的方法，为了研究不同铵态氮添加量对土壤硝化潜势的影响，针对 6种处理的土壤样品设置 4个处理，分别添加 N 0、100、150、200 mg·kg-1的(NH4)2S04溶液，混合后用称质量法及时补充水分在25 ℃下好氧培养3周。培养结束后测定土壤中铵态氮（NH4+-N）、硝态氮（NO3--N）含量。硝化潜势(PNR)=(培养后硝态氮-培养前硝态氮)/培养时间。

1.3 测定项目与方法

土壤含水量使用烘干法测定（105 ℃，24 h）；铵态氮与硝态氮用0.5M K2SO4溶液（土液比1∶5）浸提，4000 r·min-1离心10 min、过滤，使用连续流动分析仪（SKALAR SAN++，荷兰）测定；土壤全碳、全氮使用碳氮元素分析仪（Elemantar vario MAX CN，德国）测定，土壤理化性质见表1。

表1 供试土壤理化性质Table 1 Physical and chemical properties of soil used in the experiment

1.4 数据处理

采用Excel 2010和Origin 9.0软件对数据进行统计分析和作图，运用SPSS 20.0通过单因素方差分析（One-way ANOVA）和最小显著性差异法（LSD）分析不同处理下土壤基本理化性质、矿化与硝化特征参数的差异显著性（α=0.05），运用双因素方差分析（Two-way ANOVA）统计凋落物和施氮及其交互作用对土壤理化性质、氮素矿化、硝化特征的影响，运用三因素方差分析统计凋落物处理、氮添加与培养时间对土壤氮素矿化速率的影响。

2 结果与分析

2.1 不同处理对土壤氮素矿化速率的影响

由表1可知，不同凋落物处理与氮沉降水平下，土壤有机碳氮含量差异显著，CK-L处理土壤的铵态氮含量比CK-R高40.7%，CK-L、LN-L、HN-L处理土壤的硝态氮含量分别比CK-R、LN-R、HN-R高161.6%、111.2%、107.8%。不同处理土壤氮矿化速率随培养时间的延长而降低的幅度有差异（图1），在去除凋落物情况下，培养前两周各处理差异较大，培养 0—14 d，CK（81.6%）与 LN 处理（62.8%）降低幅度大于HN处理（22.9%）。在保留凋落物情况下，培养第一周，CK与 LN处理土壤氮矿化速率最高，且到第二周其降低幅度比HN处理更明显。与前7天相比，培养的第14—21天，去除凋落物处理 CK-R、LN-R、HN-R的矿化速率分别下降了83.2%（P=0.000）、73.7%（P=0.000）、70.6%（P=0.000），保留凋落物处理 CK-L、LN-L、HN-L分别下降了86.5%（P=0.000）、84.9%（P=0.000）、75.4%（P=0.165）。方差分析显示（表2），凋落物处理，施氮水平与培养时间及其交互作用对矿化速率的影响显著。

图1 林下凋落物去除与施氮处理土壤的氮素矿化速率Fig. 1 The nitrogen mineralization rate in different soils with litter removal or nitrogen addition

表2 凋落物处理、氮添加与培养时间对土壤氮素矿化速率影响的方差分析Table 2 Effects of litter treatments, nitrogen addition and incubation time on soil nitrogen mineralization rate

2.2 不同处理土壤的氮素累积矿化量与矿化潜势

随着培养时间的延长，不同处理土壤氮累积矿化量Nt增加的速率逐渐变缓（图2），且LN处理土壤最高。培养28 d，去除凋落物处理中，不同施氮水平下氮素累积矿化量无显著差异；而保留凋落物下，CK和LN处理分别显著高于HN处理38.3%和49.5%。此外培养结束后，CK-L与 LN-L土壤Nt分别比CL-R与LN-R高25.0%和28.9%。方差分析结果显示（表3），凋落物处理（P=0.004）、施氮水平（P=0.002）及其交互作用（P=0.006）对氮素矿化累积量均具有显著性影响。

图2 林下凋落物去除与施氮处理土壤的氮素矿化累积量Fig. 2 The accumulative amount of soil N mineralization with litter removal or nitrogen addition

表3 氮添加与凋落物处理对土壤氮素矿化特征、硝化特征的影响Table 3 Effects of nitrogen addition and litter treatments on soil parameters of nitrogen mineralization

培养4周后不同施氮水平与凋落物处理下的土壤氮素矿化特征参数（表3）显示，去除凋落物处理中，各个施氮处理间氮素矿化潜势N0值差异不显著；而保留凋落物处理中，HN比CK和LN分别低27.7%和33.1%。此外，CK-L与LN-L的N0分别比CK-R与LN-R高27.7%、25.1%，HN-L比HN-R低10.3%。方差分析显示（表3），林下凋落物去除（P=0.004）与施氮（P=0.002）及其交互作用对矿化潜势（P=0.006）均具有显著影响。去除凋落物处理中，HN的N0/TN比CK和LN分别低7.6%和13.1%；保留凋落物处理中，N0/TN与Nt/TN均随土壤施氮水平的升高而显著降低（P=0.001）。CK-L与LN-L处理的N0/TN与Nt/TN均高于CK-R与LN-R，HN-L低于 HN-R。方差分析显示，施氮水平对N0/TN、Nt/TN均具有显著影响（P=0.001）（表3）。

2.3 不同处理土壤的氮素硝化潜势

在室内添加不同硝化底物（铵态氮）水平条件下，不同土壤的铵态氮浓度响应存在差异（图3），对照土壤中NH4+-N含量最高，LN土壤最低，且保留凋落物处理下这种差异更明显。保留凋落物处理的土壤硝化潜势均高于去除凋落物处理。在未添加硝化底物条件下，不同处理土壤硝化潜势差异显著，且HN土壤最高。对于CK土壤，在去除凋落物情况下硝化底物添加量为 150 mg·kg-1时硝化潜势最大，而保留凋落物情况下，硝化底物添加降低了硝化潜势；对于LN和HN处理的土壤，在硝化底物添加量为100 mg·kg-1时硝化潜势最大，且与凋落物是否保留无关。不同凋落物处理（P=0.000）与野外施氮水平（P=0.000）对土壤硝化潜势存在显著影响，但没有交互作用。

图3 不同硝化底物条件下土壤铵态氮与硝化潜势的变化Fig. 3 Changes of ammonium nitrogen, nitrate nitrogen contents and nitrification potential in soil under different treatments

3 讨论

3.1 林下凋落物去除与施氮对土壤氮素矿化潜势的影响

土壤氮素矿化过程实质是一个有机氮被微生物不断转化为铵态氮、硝态氮的过程，氮素矿化潜势表示有机氮矿化的最大潜力（Stanford et al.，1972）。本研究发现不同施氮量改变了土壤原有的矿化潜势，室内培养下LN土壤的矿化潜势与矿化比率较高，说明LN土壤中的有机氮更容易矿化。陈红等（2019）的研究也发现，低氮处理（50 kg·hm-2）促进氮矿化作用。李阳等（2019）通过氮添加梯度实验表明，低水平（20 kg·hm-2）的氮添加量显著提高了微生物呼吸速率，高水平（200 kg·hm-2）的氮添加量显著降低了微生物呼吸速率，低水平氮添加量下可能通过提高土壤微生物的活性，促进有机物质的分解转化，从而增加土壤的净氮矿化潜力（张璐等，2009），可见微生物参与了有机氮矿化。氨基酸与土壤可矿化氮有密切正相关关系，研究发现一定的施肥量（70 kg·hm-2）明显提高了游离氨基酸氮含量（李世清等，2002），氨基酸含量的增加将提高土壤有机氮的矿化潜势。Magill et al.（2000）对美国Harvard森林土壤的氮素净矿化量进行了为期9年的原位观测，结果表明低剂量（N 50 kg·hm-2·a-1）和高剂量（N 150 kg·hm-2·a-1）NH4NO3输入均显著促进土壤氮素净矿化量，并且高剂量氮处理的促进作用更为明显。本研究中HN处理的土壤经过野外多年的矿化，土壤中可矿化有机氮减少（王梦思等，2018），可能是室内培养下HN土壤有较低的氮素矿化潜势与矿化比率的原因之一。因此，氮沉降对土壤的持续影响可能改变有机氮在土壤中存在状态，调节土壤供氮能力。此外，高氮处理土壤氮矿化作用减弱，也可能是土壤氮素逐渐达到饱和（Aber et al.，2004；方运霆等，2004），土壤微生物产生的有机质分解酶的量随着土壤矿质氮含量的增加而减少，影响微生物活性，进而降低氮矿化速率（Aber et al.，2004）。在去除凋落物情况下，因有机物输入的减少，氮添加将不断消耗土壤原有有机质，加速易矿化有机物质矿化（马芬等，2016），矿化速率在培养前两周各处理间的显著差异，也说明氮沉降对土壤有机氮的影响存在先利用可矿化氮的情况。

在野外施氮的氮素进入土壤前，首先要经过有机质层，影响凋落物的分解（马芬等，2016），进而调节土壤碳氮的转化与保持（Hatton et al.，2015）。凋落物是土壤可溶性有机氮（SON）的重要来源，来自凋落物的SON更容易矿化（马红亮等，2018）。因此，保留凋落物土壤（CK和LN处理），有较高的矿化潜势，表明凋落物输入的可溶性碳氮比土壤原有碳氮更容易矿化有关。有研究表明野外氮添加显著增加植物叶面氮素含量与积累，且主要以可溶性蛋白或游离氨基酸的形式增加（Mao et al.，2018），从而间接提高土壤的可矿化氮比例。马红亮等（2018）将杉木凋落物放于土壤表面，结果显示无机氮含量并没有降低，说明凋落物对土壤氮的贡献是积极的。可见，凋落物或土壤有机质性质的变化可能是引起土壤氮矿化响应氮添加有所差异的原因之一。在保留凋落物情况下，低水平氮添加有助于提高氮矿化潜势（图1），氮添加可能通过促进凋落物分解从而增加植物凋落物氮的矿化与土壤有机质含量，提高土壤氮的矿化潜力（杨浩等，2017），因此，LN土壤全碳氮最高（表1）。Mao et al.（2018）的研究还发现过量的氮输入会导致养分失衡，抑制林下植被的光合能力；过高的氮添加水平（150 kg·hm-2）也引起土壤微生物群落组成向低效率转变，从而延缓凋落物的分解速率（莫江明等，2004），这些均不利于凋落物对土壤可溶性有机氮的输入。再者，正如前面讨论的，在野外氮沉降条件下，高氮促进了土壤氮矿化，从而使土壤氮矿化潜势降低。可见，即使在有凋落物输入的情况下，高氮沉降可能既不利于可矿化氮的增加也不利于土壤氮的累积，而土壤保有的有机氮的稳定性可能会更高。

3.2 林下凋落物去除与施氮对土壤氮素硝化潜势的影响

NH4+-N是硝化作用的底物，研究结果表明土壤硝化作用受 NH4+-N供应的限制（徐婷婷等，2018；Wu et al.，2017）。因此，氮添加促进了土壤硝化作用（Zhao et al.，2007；徐婷婷等，2018）；甚至提高土壤硝化潜势（Wu et al.，2017）。本文发现保留凋落物情况下，土壤硝化潜势整体显著高于去除凋落物土壤，可能与凋落物保留处理较高的土壤碳氮含量有关（表1），且在酸性土壤有利于异养硝化（Chen et al.，2015）。龚伟等（2006）的研究发现，添加凋落物处理后土壤的无机氮含量高于未添加凋落物土壤，凋落物的增加使土壤可获碳源增加，微生物大量繁殖，凋落物在微生物的作用下分解同时释放有机氮和无机氮，提高土壤硝化潜力。氮添加促进凋落物氮的矿化而增加输入土壤的氮量（Sirulnik et al.，2007），提高硝化潜势（图3）。可见，在铵态氮足够高的情况下，土壤硝态氮增加存在环境风险。

通过研究在不同硝化底物（铵态氮）水平下土壤硝化潜势变化，结果显示，土壤硝化潜势并非随硝化底物的增加而加大。CK-R土壤中，硝化底物水平为150 mg·kg-1时硝化潜势最高，显著高于其他水平的结果。这与佟德利等（2012）的研究一致，即(NH4)2SO4用量低于150 mg·kg-1时，施用量愈大，土壤（pH=4.40）硝化潜势越高；但当(NH4)2SO4用量高于 150 mg·kg-1时，硝化作用降低。然而保留凋落物土壤中，CK-L的硝化底物水平为 100 mg·kg-1时硝化潜势最高，与其他硝化底物水平的差异不显著，可能与凋落物为土壤提供更多用于硝化反应的铵态氮有关。王改玲等（2010）进行了不同梯度硝化底物水平条件下的硝化研究，结果表明硝化底物水平由 50 mg·kg-1升高到 200 mg·kg-1时，土壤（pH=5.60）的硝化反应速度降低。由此可见，研究土壤硝化潜势变化，应当考虑铵态氮添加量，本研究中LN-R、HN-R、CK-L、LN-L、HN-R土壤硝化底物水平为100 mg·kg-1时土壤硝化潜势最大，显著高于硝化底物水平为150、200 mg·kg-1的结果。保留凋落物和野外氮沉降提高了土壤硝态氮含量，会反馈削弱硝化能力。因此，降低了本研究对象（酸性森林土壤）硝化潜势最适的铵态氮添加量。再者，吕玉等（2016）认为在一定施氮范围内，土壤硝化潜势随着施氮量的增加而增加，但在高氮处理下降低，更高的施用量抑制了硝化作用过程中的功能微生物氨氧化古菌AOA和氨氧化细菌AOB的丰度，从而降低土壤硝化作用强度。

4 结论

与去除凋落物相比，保留凋落物可以增加土壤氮矿化潜势，适当的氮沉降会增加中亚热带森林土壤有机氮的矿化潜势，而较高的氮沉降则会降低矿化潜势。保留凋落物和氮沉降会增加土壤氮硝化潜势，提高其环境风险。研究土壤硝化潜势的变化，应当根据土壤、植被类型等因素考虑硝化底物（铵态氮）的添加水平；对酸性森林土壤而言 100 mg·kg-1铵态氮添加量较为合适。