养分添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况的影响

分类号：单位代码：10364
密级：学号：S10090702298
安徽农业大学
学位论文
养分添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况
的影响
Effects of N and P addition on soil nutrient in a subtropical
evergreen broad-leaved forest
研究生：赵阳
指导教师：徐小牛教授
申请学位门类级别：农学硕士
专业名称：森林培育
研究方向：生物地球化学循环
所在学院：林学与园林学院
答辩委员会主席：
2013年6月
独创性声明
本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。

尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得安徽农业大学或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。

与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。

研究生签名：时间：年月日
关于论文使用授权的说明
本人完全了解安徽农业大学有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权保留送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。

同意安徽农业大学可以用不同方式在不同媒体上发表、传播学位论文的全部或部分内容。

(保密的学位论文在解密后应遵守此协议)
研究生签名：时间：年月日
第一导师签名：时间：年月日
课题来源本研究得到下列科研项目资助：
国家“973”计划项目(2010CB950602)
国家自然科学基金项目（30771719）
摘要
土壤是植物生存的重要环境因子，也是森林生态系统研究的重要组成部分。

一方面，森林土壤可为森林植被的存在和发展提供必要的物质基础；另一方面，森林植被的出现及其演替反过来也将影响其土壤的形成和发育。

随着人口增加、经济发展和环境变化对土地资源的压力日益增大，导致土地退化和污染十分严重。

目前，土壤质量是制约全球生物圈可持续发展的重要因素之一，亦是生态环境、土壤管理和土地利用的可持续评估、判断准则。

土壤是森林生态系统营养元素转化的重要枢纽，其养分状况影响林木生长，使森林生态系统表现出不同的生产力水平。

在氮沉降全球化的背景下，研究和预测氮沉降对我国森林生态系统的影响及其反馈，对于制定合理的经济发展战略、制订森林资源和环境管理计划和提高应对全球变化能力均具有重要理论价值和实践意义。

鉴于此，于2011年1月在安徽查湾自然保护区选择亚热带常绿阔叶林建立了永久性的试验样地，通过养分添加试验（氮添加、氮磷添加），探讨氮磷添加对亚热带常绿阔叶林土壤养分状况的影响，为揭示森林土壤养分动态及其对氮沉降增加的响应机理提供基础。

研究结果显示，养分添加前表层0-10 cm土壤pH (H2O)平均值为4.28、pH (KCl)的平均值为3.34，电导率（EC）的均值为200.47 μS·cm-1，全氮的均值为3.13 g·kg-1，全钾的均值为9.52 g·kg-1，全钙的均值为83.22 g·kg-1，全镁的均值为1.70 g·kg-1，全磷的均值为176.03 mg·kg-1。

不同处理各养分之间差异不显著（p>0.05）。

养分添加后，对照（CK）样地表层0-10 cm土壤中，铵态氮含量最高出现在2012年6月（11.05 mg·kg-1），最低在2011年12月（3.60 mg·kg-1）；氮添加（N）处理样地分别出现在2011年10月（14.64 mg·kg-1）、2011年9月（4.90 mg·kg-1）；氮磷添加（N+P）处理，则分别在2011年8月（17.24 mg·kg-1、2011年9月（4.90 mg·kg-1）。

10-20 cm土层中，对照铵态氮含量最高在2011年8月（19.16 mg·kg-1），最低在2011年12月（2.50 mg·kg-1）；氮添加分别出现在在2011年8月（11.67 mg·kg-1）、2011年7月（3.41 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年8月（15.45 mg·kg-1）、2011年7月（2.97 mg·kg-1）。

表层0-10 cm土壤中，对照硝态氮含量最高在2012年2月（1.65 mg·kg-1），最低在2011年12月（0.17 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年10月（22.51 mg·kg-1）和2012年4月（0.17 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年10月（7.14 mg·kg-1）和2012年4月（0.18 mg·kg-1）。

10-20 cm土层中，对照硝态氮含量最高在2011年7月（1.43 mg·kg-1），最低在2011年10月（0.35 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年10月（10.08 mg·kg-1）和2012年4月（0.18 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年10月（4.11 mg·kg-1）
和2012年4月（0.20 mg·kg-1）。

养分添加处理和对照之间差异显著（p<0.05），而氮添加和氮磷添加之间差异不显著（p>0.05）。

表层0-10 cm土壤中，对照土壤速效磷含量最高在2012年6月（5.71 mg·kg-1），最低在2011年12月（0.46 mg·kg-1）；氮添加分别在2011年9月（2.82 mg·kg-1）、2011年12月（1.41 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2011年12月（3.81 mg·kg-1）、2011年12月（0.37 mg·kg-1）。

10-20 cm土层中对照土壤速效磷含量最高在2011年5月份（1.13 mg·kg-1），最低在12月（0.58 mg·kg-1）；氮添加分别出现在2012年4月（3.96 mg·kg-1）和2011年7月（1.08 mg·kg-1）；氮磷添加分别在2012年4月（3.34 mg·kg-1）和2011年7月（0.92 mg·kg-1）。

对照和氮添加之间差异不显著（p>0.05），氮磷添加和对照及氮添加之间差异显著（p<0.05）。

表层0-10 cm土壤中，对照可溶性有机碳（DOC）含量最高在2011年8月（368.24 mg·kg-1），最低在2011年10月（118.37 mg·kg-1）；氮添加DOC含量最高在2011年8月（391.16 mg·kg-1），最低在2012年6月（84.32 mg·kg-1）。

氮磷添加DOC含量最高在2011年8月（381.43 mg·kg-1），最低在2012年6月（92.71 mg·kg-1）。

原位培养结果显示，对照0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为556.87 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、671.50 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、1228.37 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-230.82 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-18.67 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、-163.31 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）；10-20 cm土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为244.31 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、201.13 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、392.73 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-467.57 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-8.30 μg·kg-1·d-1（2012年2-4月）、-438.28 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）。

氮添加处理0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为583.64 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、687.39 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、1271.03 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-233.79 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-343.87 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-278.10 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）；10-20 cm土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为285.31 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、177.65 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、462.97 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-264.72 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-89.26 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-190.86 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）。

氮磷添加处理0-10 cm土壤的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为379.83 μg·kg-1·d-1（2011年9-10月）、676.65 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、877.39 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-404.18 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、
-64.36 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-407.86 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）；10-20 cm 土层的氨化速率、硝化速率和矿化速率最高值分别为162.31 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月）、285.00 μg·kg-1·d-1（2011年9-10月）、351.21 μg·kg-1·d-1（2012年6-7月），最低值分别为-417.96 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）、-45.69 μg·kg-1·d-1（2011年10-12月）、-425.14 μg·kg-1·d-1（2011年8-9月）。

研究结果表明，在氮添加处理后的一个月，表层土壤无机氮含量表现出比对照高的格局，且0-10 cm土层对养分添加的响应比10-20 cm土层更加敏感，可见短期（如1-2年）氮添加可以显著促进森林土壤氮素矿化，且对表层土壤的促进效果更为明显。

不同处理中，添加N和N+P处理均使两个土层铵态氮和硝态氮含量显著增加，但两个处理间的差异并不显著。

添加氮磷处理土壤有效磷含量高于氮添加和对照，随着施肥处理的进行，其差异随之增大。

而氮添加和对照样地土壤有效磷含量的差异并没有达到统计显著水平。

不同处理0-10 cm和10-20 cm土层的氮素净氨化，净硝化和净矿化速率具有相似的季节性变化规律，即夏季氮素净转化速率最高，冬季氮素净转化速率最低，春季和秋季氮素净转化速率有一定差异，但不显著。

初步结果显示，养分添加使土壤年平均净矿化速率下降，氮添加使土壤硝化速率下降，氨化速率上升；而氮磷添加使硝化速率上升，氨化速率下降。

养分添加对森林生态系统的氮动态影响效应尚需长期定位观测。

关键词：养分添加，森林土壤，亚热带林，氮动态，氮素转化，有效磷
Abstract
Soil is one of the important environment factors, and the basis for plant survival. Therefore, soil is an important part of forest ecosystem research. On the one hand, the forest soil provides the necessary material base for the existence and development of forest vegetation; On the other hand, the emergence and its succession of forest vegetation, in turn, can affect the soil formation and development. As the population increases, economic development and environmental change, land degradation and pollution become very serious. Soil quality is one of the important factors for sustainable development of the global biosphere, and is the evaluation and judgment criteria of ecological environment, soil management and sustainable land use. Soil nutrient conditions affect tree growth, and determine the productivity of forest ecosystems.
In the case of high nitrogen (N) deposition under the background of globalization, evaluation of the effect of nitrogen deposition in forest ecosystems and its feedback to make reasonable economic development strategy and plan of forest resources and environmental management has important theoretical value and practical significance. Therefore, six permanent plots were established in a subtropical evergreen broad-leaved forest in Chawan Natural Reserve, southern Anhui, in January 2011. A fertilization experiment was conducted. The experimental design included three treatments with two replications: the control, high N (100 kg N hm-2 a-1) and high N + phosphorus (100 kg N hm-2 a-1 + 50 kg P hm-2 a-1). The objective of the study is to determine the effects of N addition on soil nutrient status and to reveal the responsive mechanism of soil nutrient dynamics to nitrogen deposition in subtropical evergreen broad-leaved forest. The results obtained are as follows.
Before nutrient additions, the pH (H2O) for 0-10 cm soil layers averaged 4.28, and pH (KCl) 3.34. The mean EC was 200.47 μS·cm-1. The mean concentrations of total nitrogen was 3.13 g·kg-1, total potassium 9.52 g·kg-1, total calcium 83.22 g·kg-1, total magnesium 1.70 g·kg-1, total phosphorus 176.03 mg·kg-1. No significant differences appeared among the different treatment stands (p > 0.05).
After the nutrient additions, the concentrations of NH4+-N in 0-10 cm soil layer were highest in June 2012 (11.05 mg·kg-1) and lowest in December 2011 (3.60 mg·kg-1) for the control (CK); whili highest in October 2011 (14.64 mg·kg-1) and lowest in September 2011 (4.90 mg·kg-1) for the nitrogen (N) addition, and highest in
August 2011 (17.24 mg·kg-1) and lowest in September 2011 (4.90 mg·kg-1) for nitrogen and phosphorus (N+P) addition. In the 10-20cm soil layer, the NH4+-N concentrations were highest in August 2011 (19.16 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (2.50 mg·kg-1) for CK; but highest in August 2011 (11.67 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (3.41 mg·kg-1) for N addition; and highest in August 2011 (15.45 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (2.97 mg·kg-1) for N+P addition.
Concentrations of NO3--N in 0-10 cm soil layer were highest in February 2012 (1.65 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.17 mg·kg-1) for CK; while highest in October of 2011 (22.51 mg·kg-1) and lowest in April 2012 (0.17 mg·kg-1) for N addition; and highest in October of 2011 (7.14 mg·kg-1) and lowest in April 2012, 0.18 mg·kg-1) for N+P addition. In the 10-20cm soil layer, the NO3--N concentrations were highest in July 2011 (1.43 mg·kg-1) and lowest in October of 2011 (0.35 mg·kg-1) for CK, highest in October of 2011 (10.08 mg·kg-1) and lowest in April 2012 (0.18 mg·kg-1) for N addition; while highest in October of 2011 (4.11 mg·kg-1) and lowest in April 2012, 0.20 mg·kg-1) for N+P addition. Significant differences were appeared between treatments and control (p < 0.05), but no significant differences was appeared between the treatments (p > 0.05).
Concentrations of available P (AP) in 0-10 cm soil layer were highest in June 2012 (5.71 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.46 mg·kg-1) for CK; highest in September 2011 (2.82 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (1.41 mg·kg-1) for N addition; highest in December 2011 (3.81 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.37 mg·kg-1) for N+P addition. In 10-20cm soil layer, AP concentrations were highest in May (1.13 mg·kg-1) and lowest in the December 2011 (0.58 mg·kg-1) for CK; highest (3.96 mg·kg-1) in April 2012 and lowest in July 2011 (1.08 mg·kg-1) for N addition; highest levels in April 2012 (3.34 mg·kg-1) and lowest in July 2011 (0.92 mg·kg-1) for N+P addition.. No significant difference appeared between CK and N addition (p> 0.05), while significant differences appeared between CK and N+P addition addition (p < 0.05).
The contents of dissolved organic carbon (DOC) in 0-10 cm soil layer were highest in August 2011 (368.24 mg kg-1), lowest in October of 2011 (118.37 mg·kg-1) for CK; and highest in August 2011 (391.16 mg·kg-1) and lowest in June 2012 (84.32 mg·kg-1) for N addition; while highest in August 2011 (381.43 mg·kg-1) and lowest in June 2012 (92.71 mg·kg-1) for N+P addition.
The results from the in-situ incubation experiment showed that the rate of
ammonification (Rna) in 0-10 cm soil layer was highest (556.87 μg·kg-1·d-1) from June to July 2012 and lowest (-230.82 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011; for nitrification rate (Rnn) were 671.50 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -18.67 μg·kg-1·d-1 from February to April 2012;for mineralization rate (Rnm) were 1228.37 μg·kg-1·d-11 from June to July 2012 and -163.31 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 244.31 μg·kg-1·d-1from February to April 2012 and the lowest -467.57 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011; the highest Rnn was 201.13 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -8.30 μg·kg-1·d-1 from February to April 2012 ;the highe st Rnm was 392.73 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -438.28 from August to September 2011.
In the treatment of N addition, the Rna in 0-10 cm soil layer was highest (583.64 μg·kg-1·d-1) from June to July 2012 and lowest (-233.79 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011;for Rnn were 687.39 μg·kg-1·d-1from June to July 2012 ) and -343.87 μg·kg-1·d-1from October to December 2011;for Rnm were 1271.03 μg·kg-1·d-11 from June to July 2012 and -278.10 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 285.31 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -264.72 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnn was 177.65 μg·kg-1·d-1from June to July 2012 and the lowest -89.26 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011; the highest Rnm was 462.97 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -190.86 from October to December 2011.
In the treatment of N+P addition, the Rna in 0-10 cm soil layer was highest (379.83 μg·kg-1·d-1) from September to October 2011 and lowest (-404.18 μg·kg-1·d-1) from August to September 2011;for Rnn were 676.65 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -64.36 μg·kg-1·d-1 from October to December 2011;for Rnm were 877.39 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and -407.86 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011. And in 10-20 cm soil layer, the highest Rna was 162.31 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -417.96 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnn was 285.00 μg·kg-1·d-1 from September to October 2011 and the lowest -417.96 μg·kg-1·d-1from August to September 2011; the highest Rnm was 351.21 μg·kg-1·d-1 from June to July 2012 and the lowest -425.14 μg·kg-1·d-1 from August to September 2011.
The results show that the inorganic nitrogen concentrations in the surface soil layer one month after the treatments were higher than than for the control, with more sensitive to nutrient additions in 0-10 cm soil layer than in 10-20 cm soil layer.
This indicates that short-term (1-2 years) N addition can significantly affect soil N mineralization, particularly for the surface soil. The N and N+P additions made a significant increase in concentrations of NH4+-N and NO3--N in the two soil layers, while no significant difference occurred between the two treatments. The AP concentration is higher for the treatments than for the control. The differences became greater as fertilization continued. However, no significant difference occurred for AP between N addition and control.
The rates of ammonification, nitrification and mineralization in 0-10 cm and 10-20 cm soil layers showed a similar seasonal pattern despite the different treatments. The annual mean nitrogen transformation rate is highest in summer and lowest in winter. The preliminary results of this study showed that the annual average mineralization rate was dropped by nutrient additions. The N addition resulted in decline of nitrification rate and increase of ammonification rate. However, N+P addition caused to increase nitrification rate and to decrease ammonification rate. The effects of nutrient addition on N dynamics in forest ecosystem need long-term observation.
Keywords：forest soil, nitrogen dynamics, nitrogen transformation, nutrient addition, nutrient availability, subtropical forest
目录
摘要 (I)
Abstract ........................................................................................................................ I V 插图和附表清单.. (X)
1 文献综述 (1)
1.1氮沉降的国内外研究动态 (1)
1.1.2 国内外氮沉降的现状 (1)
1.1.3 国内外对大气氮沉降的研究进展 (1)
1.2土壤氮素矿化的国内外研究动态 (4)
1.2.1土壤氮素矿化的研究方法 (4)
1.2.2 影响土壤氮素矿化的因素 (5)
1.2.3施肥对土壤氮素矿化的影响 (6)
1.3土壤氮磷化学计量研究进展 (7)
2研究目的与意义 (9)
3研究方法 (10)
3.1实验地概况及试验材料 (10)
3.1.1实验地概况 (10)
3.2技术路线 (11)
3.3研究方法 (12)
3.3.1样地设计和处理 (12)
3.3.2样品的采集与处理 (12)
3.3.3化学分析 (12)
3.3.4数据处理 (13)
3.3.5数据分析 (13)
4结果与分析 (14)
4.1安徽查湾亚热带常绿阔叶林环境因子 (14)
4.1.1气温和降雨量季节动态 (14)
4.1.2土壤含水量季节动态 (14)
4.2立地土壤化学特性 (15)
4.3养分添加对安徽查湾亚热带常绿阔叶林土壤有效氮的影响 (17)
4.3.1养分添加对土壤铵态氮的影响 (18)
4.3.2养分添加对土壤硝态氮的影响 (18)
4.3.3养分添加对土壤有效氮的影响 (19)
4.3.4土壤有效氮影响因子分析 (22)
4.4 养分添加对安徽查湾亚热带常绿阔叶林土壤有效氮氮素矿化的影响 (23)
4.4.1养分添加对土壤净铵化速率的影响 (23)
4.4.2养分添加对土壤净硝化速率的影响 (24)
4.4.3养分添加对土壤氮素净矿化的影响 (25)
4.4.4土壤氮素矿化速率影响因子分析 (26)
4.4.5养分添加对土壤氮素年平均转化速率的影响 (27)
4.5养分添加对土壤有效磷的影响 (28)
4.5.1土壤有效磷含量 (28)
4.5.2土壤有效磷和有效氮的相关性分析 (31)
4.5.3土壤有效氮和有效磷的比例关系 (31)
4.6养分添加对土壤可溶性有机碳的影响 (32)
4.6.1土壤可溶性有机碳含量 (32)
4.6.2土壤可溶性有机碳和有效氮的相关性分析 (32)
4.6.3土壤可溶性有机碳和有效氮的比例关系 (34)
5 结论与讨论 (36)
5.1养分添加对土壤养分的影响 (36)
5.1.1 土壤有效氮 (36)
5.1.2 土壤有效磷 (36)
5.1.3 土壤可溶性有机碳 (37)
5.2土壤氮素矿化特征 (38)
5.2.1土壤N/P比和净矿化速率的关系 (38)
5.2.2土壤DOC/AN比和净矿化速率的关系 (40)
5.3小结 (42)
参考文献 (43)
致谢 (53)
作者简介 (54)
在读期间发表的论文 (54)
插图和附表清单
表4-1 安徽查湾自然保护区常绿阔叶林土壤基本理化性质 (16)
Table 4-1 Soil physicochemical properties of subtropical evergreen broad-leaved forest in Chawan Natural Reserve, Anhui
表4-2 不同处理土壤的化学性状相关分析表 (17)
Table 4-2 Correlations of some physicochemical properties of surface soils under the different nutrient additions
表4-3 土壤有效氮影响因素方差分析 (23)
Table 4-3 Results of the ANOV A for soil available nitrgen
表4-4 土壤氮素矿化速率影响因素方差分析 (27)
Table 4-4 Results of the ANOV A for soil nitrgen transformation rate
表4-5 养分添加对土壤氮素年平均转化速率的影响 (28)
Table 4-5 Annual mean rates of soil nitrogen transformation under the different nutrient additions
表4-6 土壤有效磷和有效氮的方差分析 (30)
Table 4-6 Results of the ANOV A for soil available P and N
表4-7 土壤DOC和有效氮的方差分析 (33)
Table 4-7 Results of the ANOV A for soil DOC and available N
图3-1试验研究技术路线图 (11)
Fig.3-1 Technical route of this study
图4-1安徽查湾自然保护区试验地气温及年降雨量 (14)
Fig. 4-1 Air temperature and annual rainfall in the experimental forest in Chawan Natural Reserve, Anhui
图4-2土壤0-10 cm和10-20 cm土层含水量动态变化 (15)
Fig. 4-2 Monthly changes in soil moisture for two soil depths (0-10 cm and 10-
20 cm ) under the different nutrient additions
图4-3 土壤0-10 cm和10-20 cm土层铵态氮含量变化 (18)
Fig. 4-3 Monthly changes in extractable NH4+-N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under different nutrients additions
图4-4 土壤0-10 cm和10-20 cm土层硝态氮含量变化 (19)
Fig. 4-4 Monthly changes in extractable N03--N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-5 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效氮含量变化 (21)
Fig. 4-5 Monthly changes in available N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-6 土壤0-10 cm土层和10-20 cm土层铵态氮占总有效氮比例的变化.. 21 Fig. 4-6 Monthly changes in the percentage of NH4+-N to total available nitrogen for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-7 不同处理土壤净铵化速率 (24)
Fig. 4-7 Temporal patterns of net ammonification rate under the different nutrient additions
图4-8 不同处理土壤净硝化速率 (25)
Fig. 4-8 Temporal patterns of net nitrification rate under the different nutrient additions
图4-9 不同处理土壤净矿化化速率 (26)
Fig. 4-9 Temporal patterns of net mineralization rate under the different nutrient additions
图4-10 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效磷含量变化 (29)
Fig. 4-10 Monthly changes in available P for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-11 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效磷和有效氮的相关性 (30)
Fig. 4-11 Relationship between available P and N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-12 土壤0-10 cm和10-20 cm土层有效氮和有效磷比值变化 (31)
Fig. 4-12 Monthly changes in N/P ratios for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-13 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC含量变化 (32)
Fig. 4-13 Monthly changes of DOC for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-14 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC和有效氮的相关性 (34)
Fig. 4-14 Relationship between DOC and available N for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图4-15 土壤0-10 cm和10-20 cm土层DOC和有效氮比值变化 (35)
Fig. 4-15 Monthly changes in DOC/AN for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图5-1 土壤0-10 cm和10-20 cm土层N/P和净矿化速率的相关性 (39)
Fig. 5-1 Relationship between extractable N/P and Annual mean rates of soil nitrogen transformation for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
图5-2 土壤0-10cm和10-20cm土层DOC/AN和净矿化速率的相关性 (41)
Fig. 5-2 Relationship between extractable DOC/AN and Annual mean rates of soil nitrogen transformation for two soil depths (0-10 cm and 10- 20 cm ) under the different nutrient additions
主要符号表
C 碳L 升
N 氮m 米
P 磷cm 厘米
K 钾hm2公顷
Ca 钙pH 酸碱度
Mg 镁℃摄氏度
NH4+-N 铵态氮% 百分号
NO3- -N 硝态氮g·kg-1克每千克
N:P 氮磷比mg·kg-1毫克每千克
AP 有效磷g·cm-3克每立方厘米DOC 可溶性有机碳kg·hm-2·a-1千克每公顷每年
μg·kg-1·d-1微克每千克每天
1 文献综述
近年来，由于人类活动的强烈影响，氮循环正以前所未有的速度和规模发生着天翻地覆的变化，并且引起了一系列环境问题。

如燃烧化石燃料、生产和使用氮肥等人类活动；大量的含氮化合物释放到大气中，导致大气氮沉降的增加[1]。

大气中含氮物质浓度不断增加，其来源和分布迅速蔓延到全球范围[2]，大气氮沉降导致的土壤中氮素的增加将对全球陆地生态系统产生深远的影响[3]。

大气氮沉降主要包括干、湿沉降两种，干沉降的氮主要以气态形式存在，包括：NO、N2O、NH3、HNO3 、以及少量(NH4)2SO4 和NH4NO3 粒子，还有吸附在其他粒子上的氮；而湿沉降的氮主要是NH4+、NO3- 和溶解性的有机氮。

沉降下来的氮主要有三种形式：铵态氮、硝态氮和有机氮；铵态氮主要来自含氮有机物的燃烧和土壤、肥料以及家畜粪便中铵态氮的挥发[4,5]，甚至还包括氮的自然氧化(如雷击)[6]。

研究表明，有机氮的来源可能是植物花粉和溅起的海水水滴[7]。

工业革命以来，强烈的人类活动，使得大气氮沉降对土壤的输入显著增加[8,9]，大气氮沉降量超过了陆地生态系统的阈值，影响着植物的生长和生态系统的功能及生物多样性；由于增加了NH4+ 的硝化和NO3- 的淋失，使土壤酸化加速，对生态系统具有显著的负效应[10]。

1.1氮沉降的国内外研究动态
1.1.1国内外氮沉降量的现状
国外氮沉降量的现状
世界各地大气氮沉降量与氮排放量呈线性的关系[11]。

由于现代农业和工业的快速发展，在全球氮循环的贡献正不断增加，人类氮排放量在某些地区已占主导地位，远远超过自然排放量[12]。

全球约有40%的氮肥用于热带和亚热带地区，预计到2020年在这些地区使用的氮肥将超过60%。

化石燃料的使用量在未来几十年内也将成倍增加[13]。

在北半球，由于人类活动的影响，大面积的陆地大气氮沉降日益增加。

欧洲西部降水中的氮超过美国的5倍以上[14]。

自19世纪中叶，欧洲西部和北美城市以外的地区降雨中NO3-的沉降量逐年增加，而NH4+的沉降水平则相对稳定[15]。

20世纪50至80年代，欧洲西部和北部地区降雨中NO3-的平均浓度显著增加，而NH4+的平均浓度在大多数地区均呈上升趋势，只是在少数地区的变化趋势尚不明显[16]。

从全球范围来看，氮沉降量已明显增加。

研究结果显示，欧洲大部分地区森林的大气氮沉降量超过10 kg·hm-2 ·a-1，而欧洲边远地区仅为1 kg·hm-2 ·a-1，欧洲中部却为25-60 kg·hm-2 ·a-1，远远超过了森林对氮的年需要量；在北美地区，森林的大气氮沉降量为2-40 kg·hm-2 ·a-1 [17,18]。

国内氮沉降量的现状
改革开放以来，随着经济建设的快速发展，在我国的部分森林，已监测出很高的氮沉降量。

我国南方已成为仅次于欧美的世界第三大氮沉降区。

位于经济发达地区珠江三角洲北缘的鼎湖山自然保护区，1989-1990 年和1998-1999 年的大气氮沉降量分别为35.57 和38.4 kg·hm-2·a-1 [19,20]，这与欧洲最高的氮沉降量相比已经相差无几。

其中，黑龙江帽儿山森林定位站大气氮沉降量为12.9 kg·hm-2·a-1[21]；江西省分宜县年珠林场的马尾松(Pinus massoniana)林和杉木(Cunninghania lanceolata)林中，大气氮沉降分别为57.0 kg·hm-2·a-1和60.6 kg·hm-2·a-1[22]。

而在我国西南边陲世界第二大热带雨林的西双版纳大气氮沉降量却仅为8.89 kg·hm-2·a-1[23]。

我国南方雨水中含氮量多在1-2 mg·L-1[20]，湿沉降氮量为9-35 kg·hm-2·a-1，而部分地区已高达75 kg·hm-2·a-1[24]，其中铵态氮占总量的三分之二。

我国氮沉降量分别是美国的3倍和日本的1.8倍，其中我国降水所含NH4+浓度则分别是美国的4倍和日本的3.7倍；而NO3-浓度和沉降量却与美国、日本的相近[25]。

综上，我国氮沉降的特点是：大气氮沉降以铵态氮为主，主要是来自农田施肥；降水中的NH4+浓度比国外高3-10倍，NO3-浓度则略低于国外水平[26,27]。

1.1.2国内外对大气氮沉降的研究进展
20世纪80年代初，科学家开始就氮沉降的增加对陆地生态系统的影响进行了研究，但是这些研究仅局限于欧洲和北美，而且研究点也相对分散。

不过，随着监测技术的发展，到了20世纪90年代，监测网络逐步建立起来并发展为定位研究。

欧盟委员会于20世纪80年代末资助了两大研究项目：氮饱和试验(NTREX)和欧洲森林生态系统实验操作(EXMAN)。

氮饱和试验的项目共有八个试验点，分布在七个国家，主要研究影响森林生态系统“氮饱和”的各种因素以及过程，特别是对针叶林生态系统的影响；而欧洲森林生态系统实验操作项目分布在四个国家，共有六个试验点，通过相关实验来改变周边大气沉降的化学组成或数量，从而研究其对森林生态系统的影响[28,29]。

在1988年，美国在马塞诸塞中部的哈佛大学实验中心开展了森林“氮长期改善试验”，至今已有近三十年的历史[30,31]。

挪威自1991年开始启动了跨学科研究项目：“氮—从山地到峡湾”[32]。

瑞典的“最适森林营养试验”(SFONE) 是同类研究中实验时间最长的，为氮沉降增加对森林生态系统的影响进行了长期监测并积累了丰富的数据[33]。

与国外相比，中国缺乏长期的氮沉降监测网的观测信息。

1992年，国家创立酸沉降监测网，不过其工作主要集中在降水的pH值和EC的测定上，只有少数本底观测站对降水进行连续的化学监测[34]。

2000年，东亚酸沉降监测网(EANET)在中国开始观测工作，共建立了九个观测点（重庆、西安、厦门、珠海等），对
湿沉降和污染物状况进行长期监测，但其观测指标也仅限于城市大气质量状况监控的NOx和NO2浓度等，缺乏NH3、HNO3和含氮气溶胶的浓度数据。

2002年，在广东鼎湖山国家自然保护区内建立了首个南亚热带代表性森林(季风常绿阔叶林、混交林和马尾松林) 永久实验样地，这是我国首次通过模拟实验手段在林地内用人工施氮的方式来模拟大气氮沉降增加，就氮沉降对南亚热带森林生态系统结构和功能的影响及其机理进行系统性的研究，对认识我国氮循环和氮控制的状况具有深远的意义[19,20]。

1.1.3氮沉降对森林土壤的影响
氮沉降对土壤酸化的影响
研究表明，NH4+离子和NO3- 离子的沉降都能导致森林土壤酸化。

大气氮沉降中的NH4+ 离子沉降比NO3-离子的沉降更能促进土壤酸化，因为在硝化过程中，1 mol NH4+离子被转化为NO3- 离子时可产生2 mol H+离子，NH4+ 离子的硝化和过剩的NO3-离子的淋失是土壤酸化的主要机制[35]。

相关实验结果表明，模拟氮沉降的过程中，土壤中NO3-离子的淋溶随着氮沉降的增加而增加；NO3-离子的淋溶，不论是由于NO3-离子的添加而引起的，还是由于NH4+离子硝化而引起的，都对土壤具有十分强烈的酸化作用。

森林生态系统中，在氮饱和的基础上，如果适当增加氮沉降，会导致NO3-离子淋溶的增加以及土壤酸度的提高[36]。

土壤盐基饱和度会随着氮沉降增加而下降，这是由于酸化土壤中盐基离子长期淋溶，使土壤的pH下降，进而活化对植物有害的某些金属元素。

相关研究证实，土壤中产生的NO3-离子过剩，导致Ca2+、Mg2+ 等盐基阳离子淋失的增加；矿质土壤中Ca2+离子的净损失对土壤有酸化作用。

土壤酸度的增加会使土壤溶液中Al3+ 离子浓度的升高，使植物根系受损并导致植物枯萎死亡[37]。

Ulr的研究表明，Al3+离子的浓度与NO3-离子的浓度间相关性较之Al3+离子与SO42-离子浓度间的相关性要高，可见NO3-离子比SO42-离子在活化Al3+离子方面更为重要[38]。

NO3-离子浓度的上升会十分土壤溶液的Al3+离子浓度的上升和酸度提高，并且使土壤的缓冲范围由盐基阳离子向Al3+ 离子转移，即土壤的缓冲性能向着pH较低的范围转移。

Bowman通过研究证实，由于氮沉降的增加而引起的土壤酸化在酸性的阔叶林和针叶林中至关重要[39]。

氮沉降对森林土壤氮淋溶的影响
当大气氮沉降量超过森林生态系统的氮固持能力时，生态系统中过量的氮就会通过气体排放或溶液流失等方式损失掉。

土壤氮输入与氮淋溶量之间有着密切的联系。

当大气氮沉降量较低时，土壤中氮的淋溶损失会随着氮沉降的增加而缓慢增加；当大气氮沉降量较高时，土壤中氮的淋溶损失会随着氮沉降的增加而显。