全 文 ：Vol. 32 No. 5
May 2012
第 32卷 第 5期
2012年 5月
中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
Journal of Central South University of Forestry & Technology
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、
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）
摘 要： 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 (CK)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)
关键词： 樟树；湿地松；树脂芯法；氮矿化速率；施肥
中图分类号： S714.5；S792.26；S791.246 文献标志码： A 文章编号： 1673-923X (2012)05-0129-05
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,TIAN Da-lun1,2,WANG Guang-jun1,2,ZHENG Wei1,4,LIANG Xiao-cui1,3
(1.Central South University of Forestry & Technology, Changsha 410004, Hunan, China;
2. National Engineering Lab. for Applied Technology of Forestry & Ecology in South China, Changsha 410004, Hunan, China;
3. Key Lab. of Urban Forest Ecology of Hunan Province, Changsha 410004, Hunan, China;
4. National Field Station for Scientifi c Observation and Experiment, Huitong 418307, Hunan, China)
Abstract: On June 2010, the nitrogen mineralization contents and nitrogen mineralization rates in the soils of Cinnamomum
camphora & Pinus elliottii plantations 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)
rate in soils of C. camphora, and produced promoting effect on the soils of P. elliottii.
Key words: Cinnamomum camphora; Pinus elliottii; resin-core technique; nitrogen mineralization rate; fertilization
收稿日期：2012-03-10
基金项目：“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 (NCET-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)
作者简介：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
通讯作者：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
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
DOI:10.14067/j.cnki.1673-923x.2012.05.037
赵大勇，等：不同施肥量对樟树与湿地松土壤氮矿化速率的影响130 第 5期
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 Phyto-
lacca 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
Paederia scandens、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 (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
4.0 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
PVC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 PVC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 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 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 PVC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 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 2 mol•L-1KCl浸提—蒸馏法测定；
131第 32卷 中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
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 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 (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。
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。
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 82.44 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 (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）。
图 1 樟树林(C)和湿地松林(P)土壤中硝态氮(NO3--N)含量
Fig. 1 Contents of NO3--N in soils of C. camphora & P. elliottii
图 2 樟树林(C)和湿地松林(P)土壤中铵态氮(NH4+-N)含量
Fig. 2 Contents of NH4+-N in soils of C. camphora & P. elliottii
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%、
图 3 樟树林(C)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
赵大勇，等：不同施肥量对樟树与湿地松土壤氮矿化速率的影响132 第 5期
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 29.00 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 CK的累
计净氮矿化量为 -28.10、-39.03、33.16和 -26.66
mg•kg-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(-1.30 mg•kg-1•d-1) < LN( -1.11mg•kg-1•d-1) <
HN(-0.94 mg•kg-1•d-1)
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 36.83
mg•kg-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(-1.23 mg•kg-1•d-1) < HN(-1.15 mg•kg-1•d-1) <
LN(-0.91 mg•kg-1•d-1)
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
森林类型 施肥处理 净氮矿化量 /(mg•kg-1)
净氨化量 /
(mg•kg-1)
净硝化量 /
(mg•kg-1)
净氮矿化速率 /
(mg•kg-1•d-1)
净氨化速率 /
(mg•kg-1•d-1)
净硝化速率 /
(mg•kg-1•d-1)
樟树
CK -26.66 a（1.37）
-29.00 c
(1.43)
2.34 b
（0.65）
-0.89 d
（0.06）
-0.97 e
(0.18)
0.078 f
（0.012）
LN -33.16 d（2.68）
-36.43b
(4.24)
3.27 a
（1.09）
-1.11 f
（0.10）
-1.21 e
(0.24)
0.134 c
（0.03）
MN -39.03 c（1.98）
-43.24 d
(5.87)
4.21 e
（1.12）
-1.3 b
（0.21）
-1.44 f
(0.33)
0.14 a
（0.023）
HN -28.10 b（2.09）
-32.33 a
(2.66)
4.23 e
（0.98）
-0.94 d
（0.11）
-1.08 f
(0.19)
0.14 c
（0.028）
湿地松
CK -36.83 d(3.35)
-40.11c
(4.66)
3.28b
(1.01)
-1.23a
(0.17)
-1.34f
(0.21)
0.109e
(0.037)
LN -27.44b(4.73)
-31.00d
(2.46)
3.56 f
(0.89)
-0.91a
(0.21)
-1.03c
(0.16)
0.119e
(0.075)
MN -24.84a(2.97)
-28.50c
(2.23)
3.66e
(1.22)
-0.83f
(0.13)
-0.95b
(0.13)
0.122d
(0.068)
HN -34.63c(2.88)
-38.59d
(4.18)
3.96e
(1.47)
-1.15b
(0.22)
-1.29a
(0.23)
0.132f
(0.054)
† 括号内的数值为标准差；同列内含有相同上标字母表示差异不显著 (P<0. 01)。
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
133第 32卷 中 南 林 业 科 技 大 学 学 报
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。
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[本文编校：谢荣秀 ]