劉彩鳳，王韋現(xiàn)，馬紅亮 *

1.福建師范大學地理科學學院, 福建 福州 350007 2.福建師范大學, 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培養(yǎng)基地, 福建 福州 350007

氮是限制陸地生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)的營養(yǎng)元素之一，土壤中的有機氮通過微生物作用轉(zhuǎn)變成無機態(tài)的NH4+-N或NO3--N才能被植物吸收利用[1]. 此外，鐵鋁氧化物作為土壤中最為普遍存在的次生黏土礦物組成部分，是有機和無機陰陽離子的有效吸附劑[2]，它們的存在對土壤有機質(zhì)具有保護作用[3-4]. 因此，土壤中鐵鋁氧化物很有可能通過影響土壤微生物活性，進而影響土壤有機氮的分解、礦化作用，并最終影響土壤有機氮庫及其生物可利用性. 亞熱帶地區(qū)土壤中富含大量不同形態(tài)的鐵鋁氧化物[5-6]，所以深入探討氮添加和鐵鋁氧化物對土壤氮素轉(zhuǎn)化作用的影響十分必要.

氮添加對氮庫和氮硝化、礦化以及固定化等過程具有顯著影響[7-8]. 已有研究[9-11]顯示，添加不同形態(tài)氮會促進氮素礦化；而馬紅亮等[12]研究發(fā)現(xiàn)，低氮(50 mg/kg)水平會促進氮素礦化，中氮(100 mg/kg)和高氮(150 mg/kg)水平則抑制礦化. 還有研究認為，氮添加可以增加氮素凈硝化作用[7-8,13]，也可以降低[14]或者是沒有影響[7,15]；此外，LU等[8]研究指出，氮添加不會影響氮固定. 氮輸入對氮素轉(zhuǎn)化的影響可能與不同土壤中鐵鋁氧化物狀態(tài)有關(guān).

鐵鋁氧化物在土壤和水中的存在狀態(tài)多種多樣，其不同狀態(tài)對氮素的存在形態(tài)有著不同的影響. 游離氧化鐵鋁能保護土壤有機質(zhì)[5]，還是可變正電荷的主要載體[16]，在陰離子的吸附中起著重要作用. 非晶質(zhì)氧化鐵鋁有較高的表面活性及大量表面電荷，可通過抑制土壤微生物、土壤酶來抑制有機質(zhì)分解[17-18]，從而影響氮素礦化作用. 絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁常與有機質(zhì)結(jié)合形成有機礦質(zhì)復合體[5]進而影響礦化作用. 因此，鐵鋁氧化物的存在對維持土壤結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性具有重要作用，對氮素在土壤中的轉(zhuǎn)化產(chǎn)生深遠的影響. 目前，針對我國地帶性土壤鐵鋁氧化物的研究，學者們主要開展有關(guān)鐵鋁氧化物對土壤團聚體穩(wěn)定性[3]以及對有機碳吸附作用的研究[19]. 另外，有研究發(fā)現(xiàn)，水稻土黃棕壤各種形態(tài)的鐵鋁氧化物含量與穩(wěn)定性有機碳氮含量呈顯著正相關(guān)，且在黏粒部分其含量最高[20]. 因此，不同形態(tài)鐵鋁氧化物在土壤氮素轉(zhuǎn)化中一定發(fā)揮著重要的作用，并且可能與不同形態(tài)氮存在相互作用.

該研究以中亞熱帶森林紅壤為研究對象，采取化學選擇性溶提技術(shù)分別去除不同類型氧化鐵鋁后，通過室內(nèi)模擬添加不同氮源，研究外加氮源影響下鐵鋁氧化物在土壤氮素轉(zhuǎn)化中的作用，以揭示土壤礦物特性在土壤氮循環(huán)中的重要性.

1 材料與方法

1.1 采樣區(qū)概況

福建省建甌市萬木林自然保護區(qū)(27°03′N、118°09′E)地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北. 取樣區(qū)是羅浮栲林，位于中上坡，海拔350 m，坡向270°，坡度35°. 土壤為花崗巖發(fā)育的中性、微酸性山地紅壤. 取樣區(qū)屬中亞熱帶季風氣候，年均氣溫19.4 ℃，相對濕度81%，全年無霜期達277 d，年均降水量1 673.3 mm. 群落主要由殼斗科栲屬的常綠闊葉林組成，主要樹種有羅浮栲(Castanopsisfabric)、絲栗栲(Castanopsisfargesii)、南嶺栲(Castanopsisfordii)、拉氏栲(Castanopsislamontii)等[21]. 灌木層的樹種比較豐富，主要有杜莖山(Maesajaponica)、狗骨柴(Diolosporadubia)、薄葉山礬(Symplocosanomala)、沿海紫金牛(Ardisiapunctata)等. 由于上層高度郁閉，因此草本植物分布極少.

1.2 試驗設(shè)計

供試土壤：以羅浮栲森林土壤為研究對象，采集0～15 cm深度范圍土壤，將土樣去除可見根系和碎石，再風干、磨碎過篩(孔徑2 mm)，充分混勻. 利用化學選擇性溶提技術(shù)，分別去除土壤中不同形態(tài)的氧化鐵鋁[22]. 具體操作過程：稱取供試土壤樣品各3份，分別用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉溶液(DCB)去除土壤中的游離氧化鐵鋁；用pH為3.2的草酸銨緩沖液(AAO)去除土壤中的非晶質(zhì)氧化鐵鋁；用pH為8.5的焦磷酸鈉溶液(SP)去除土壤中的絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁. 土樣經(jīng)不同溶劑與方法處理后離心過濾，再用氯化鈉溶液洗土樣3次. 將去除氧化鐵鋁后的土壤樣品經(jīng)風干處理，設(shè)為供試土樣，以未經(jīng)處理的土壤樣品作為對照. 供試土壤樣品的基本理化性質(zhì):未經(jīng)處理的(T1)土壤的w(TC)為28.3 g/kg，w(TN)為2.1 g/kg，w(游離氧化鐵)為59.69 g/kg，w(游離氧化鋁)為4.68 g/kg，w(非晶質(zhì)氧化鐵)為21.63 g/kg，w(絡(luò)合態(tài)氧化鐵)為6.38 g/kg. 土壤經(jīng)去除鐵鋁氧化物后的氮素含量變化規(guī)律(見表1)：T1和T2土壤的變化規(guī)律相似，w(NH4+-N)最高，其中T2土壤的w(NH4+-N)高達292.68 mg/kg;而T3和T4土壤的變化規(guī)律相似，w(NO3--N)最高，其中T3土壤的w(NO3--N)高達109.93 mg/kg.

培養(yǎng)試驗：在4種土樣中分別添加不同形態(tài)氮，分別為丙氨酸(氨基酸態(tài)氮，AA)、硫酸銨(銨態(tài)氮，AN)、硝酸鈉(硝態(tài)氮，NAN)和亞硝酸鈉(亞硝態(tài)氮，NIN)溶液，各形態(tài)氮添加量均為40 mg/kg，對照組(CK)滴加等量蒸餾水，共60個培養(yǎng)瓶(4種土樣×5個氮處理×3個重復). 各處理在20 ℃、60%飽和持水量條件下培養(yǎng)，在培養(yǎng)期間定期用稱重法補充損失水分，培養(yǎng)21 d后取樣. 用0.5 mol/L的K2SO4溶液浸提培養(yǎng)后的土壤，經(jīng)1 h振蕩(200 r/h)、10 min離心(4 000 r/min)，用定量濾紙過濾后得到土壤浸提液，浸提液于4 ℃冰箱保存，然后分別測得浸提液中的w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸).

表1 供試土壤樣品的基本理化性質(zhì)

1.3 測定方法與計算

土壤pH采用1∶2.5土水比例的電位法，以pH儀測定. 土壤中不同形態(tài)鐵鋁氧化物含量的測定采用魯如坤[22]的方法：采用DCB法提取游離態(tài)氧化鐵鋁，AAO法提取非晶質(zhì)氧化鐵鋁，SP法提取絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁，提取液經(jīng)稀釋后，用分光光度計測定. 土壤w(NH4+-N)用靛酚藍比色法測定，w(NO3--N)用紫外分光光度法測定，w(氨基酸)用茚三酮比色法測定.

土壤氮素礦化速率的計算：

AR=([NH4+-N]t-[NH4+-N]0)/t

(1)

NR=([NO3--N]t-[NO3--N]0)/t

(2)

MR=AR+NR

(3)

式中：AR、NR、MR分別為凈氨化速率、凈硝化速率、凈礦化速率，mg/(kg·d)；[NH4+-N]t、[NO3--N]t分別為培養(yǎng)后的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，mg/kg；[NH4+-N]0、[NO3--N]0分別為各處理準備好培養(yǎng)時的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，mg/kg；t為培養(yǎng)時間，d.

1.4 統(tǒng)計分析

采用Excel 2007和SPSS 22.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，測定結(jié)果均以土壤干質(zhì)量計算. 運用單因素方差分析(One way ANOVA)中的最小顯著差數(shù)法(LSD)比較同一處理不同土壤之間、相同土壤不同氮添加對氮素含量及轉(zhuǎn)化速率影響的差異顯著性，顯著性差異水平為α=0.05；采用雙因素方差分析檢驗氮形態(tài)和鐵鋁氧化物對土壤氮素含量及轉(zhuǎn)化的影響.

2 結(jié)果與討論

2.1 不同鐵鋁氧化物分離下氮添加對土壤氮素含量的影響

不同處理下各土壤w(NH4+-N)的變化規(guī)律相似〔見圖1(a)〕. 與CK處理相比，T1土壤在AA和AN處理下的w(NH4+-N)分別顯著增加了19.6%和32.4%(P<0.05)；對于T2土壤，由于CK處理下的w(NH4+-N)為0 mg/kg，AA、AN和NAN處理下分別顯著增加了7.03、10.29和2.25 mg/kg(P<0.05)；對于T3土壤，AA、AN、NAN和NIN處理下分別顯著增加了16.9%、20.4%、15.0%和16.7%(P<0.05)；T4土壤在AA和AN處理下分別顯著增加了34.0%和63.8%(P<0.05)，但是在NAN處理下顯著降低了32.4%(P<0.05).

注：數(shù)值為平均值±標準偏差(P<0.05). 大寫字母表示相同氮處理下不同土壤的顯著性差異；小寫字母表示相同土壤下不同氮處理的顯著性差異. 下同.圖1 氮添加對不同土壤氮素含量的影響Fig.1 Effects of nitrogen addition on nitrogen content in different soils

AA、AN、NAN處理下各土壤中w(NO3--N)與CK處理的規(guī)律相似，且不同處理下各土壤中w(NO3--N)均差異顯著(P<0.05)〔見圖1(b)〕. 與CK處理相比，w(NO3--N)僅在T1土壤的NAN處理、T2土壤的NIN處理、T3土壤的NAN處理下分別顯著增加了25.6%、15.6%、204.0%(P<0.05)；在T4土壤的NAN和NIN處理下分別顯著增加了37.0%和62.6%(P<0.05).

不同氮處理下各土壤的w(氨基酸)與CK處理規(guī)律相似〔見圖1(c)〕，且與w(NH4+-N)變化趨勢相近，表現(xiàn)為T3>T1>T4≈T2. 與CK處理相比，T1、T2和T4土壤不同氮處理下w(氨基酸)均無顯著差異(P>0.05)；僅在T3土壤的NAN處理下顯著降低29.6%(P<0.05).

方差分析(見表2)顯示，不同土壤、氮處理及其交互作用對土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)均有顯著影響(P<0.05).

表2 不同土壤和氮處理對土壤氮形態(tài)影響的方差分析

2.2 不同鐵鋁氧化物分離下氮添加對土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響

不同氮處理下各土壤的凈礦化速率與CK處理規(guī)律相似〔見圖2(a)〕. 與CK處理相比，T1土壤的AA、AN和NIN處理下土壤凈礦化速率分別顯著增加了146.8%、37.8%和63.1%，但在NAN處理下顯著降低了30.6%(P<0.05)；在T2和T3土壤各處理間沒有差異(P>0.05)；在T4土壤的AA和NIN處理下分別顯著增加了101.8%和378.2%，但在AN和NAN處理下顯著降低了212.7%和205.5%(P<0.05).

圖2 氮添加對不同土壤氮素轉(zhuǎn)化速率的影響Fig.2 Effects of nitrogen addition on nitrogen conversion rate of different soils

土壤的凈氨化速率與凈礦化速率趨勢相似，表現(xiàn)為T3土壤中最高、T2土壤中最低〔見圖2(b)〕. 與CK處理相比，T1土壤各氮處理下凈氨化速率分別顯著增加了197.6%、62.7%、49.4%和103.6%(P<0.05)；T2和T3土壤各處理間均無顯著差異(P>0.05)；T4土壤的AA處理下顯著增加了44.9%，但是在AN和NAN處理下分別顯著降低了129.2%和42.7%(P<0.05).

凈硝化速率除了在T4土壤的NIN處理下為正值外，其余均為負值；在不同土壤中，各處理下T3土壤的凈硝化速率最低，平均值為-4.8 mg/(kg·d)；在不同處理中，各土壤的NAN處理最低〔見圖2(c)〕. 與CK處理相比，在T1土壤的AN、NAN和NIN處理分別顯著降低了35.7%、267.9%和51.7%(P<0.05)；在T2土壤的NAN處理顯著降低381.2%，但是NIN處理顯著增加了58.3%(P<0.05)；T3土壤僅在NAN處理下顯著降低15.1%(P<0.05)；T4土壤的AA和NIN處理分別顯著增加了44.1%和576.5%，但NAN處理顯著降低了217.6%(P<0.05).

方差分析(見表3)顯示，不同土壤、氮添加處理及其交互作用對土壤氮素凈氨化速率、凈硝化速率和凈礦化速率均有顯著影響(P<0.05).

2.3 討論

2.3.1不同氮形態(tài)添加對氮素含量和轉(zhuǎn)化的影響

土壤氮素礦化過程受到諸多因素的影響，其中氮輸入是重要的影響因子之一，可通過改變土壤礦質(zhì)氮含量作用于土壤氮循環(huán)過程[7-11]，并在不同氮形態(tài)上有不同體現(xiàn)[23]. 研究結(jié)果顯示，添加氨基酸對T1土壤中w(氨基酸)的影響不大〔見圖1(c)〕，但卻顯著增加了土壤中w(NH4+-N)〔見圖1(a)〕. Jones等[24]對加拿大溫帶針葉林的研究也得出了相似的結(jié)果，他們發(fā)現(xiàn)無論輸入高分子量還是低分子量的氨基酸底物，均促進氨基酸逐漸礦化為NH4+-N. 另外，氨基酸的加入對w(NO3--N)的影響不顯著〔見圖1(b)〕，與裴廣廷等[9]研究結(jié)果一致，且他們認為氨基酸輸入能為氨化作用提供碳氮基質(zhì)，從而促進土壤氮礦化，這正是添加氨基酸導致土壤氮礦化速率和氨化速率增大的原因. 此外，添加銨態(tài)氮后T1土壤中w(NH4+-N)升高了50.97 mg/kg，高于添加量(40 mg/kg)〔見圖1(a)〕，且促進了氮素礦化作用〔見圖2(a)〕，與馬紅亮[10]等研究結(jié)果一致，他們認為銨態(tài)氮的添加會促進土壤發(fā)生氨化. 添加銨態(tài)氮使w(NH4+-N)增大，可能是因為過高的銨態(tài)氮改變了土壤環(huán)境，抑制了氨氧化酶的活性，從而抑制銨態(tài)氮的轉(zhuǎn)化[25]，導致w(NO3--N)沒有增加.不同的黏土礦物對w(NH4+-N)的固定與吸附效應存在差異，紅壤具有較高的固定能力[26]. 因此，w(NH4+-N)增加量可能比測定值要高得多，就像施肥可以增加氮固定一樣，且添加的銨態(tài)氮在很短時間內(nèi)可被固定[27].

表3 不同土壤和氮處理對土壤氮素轉(zhuǎn)化影響的方差分析

馬紅亮等[12]對武夷山紅壤添加硝態(tài)氮的研究中發(fā)現(xiàn)，硝態(tài)氮添加促進了NO3--N的固定和NH4+-N的形成. 正如他們提到的，T1土壤添加硝態(tài)氮后的w(NO3--N)比CK處理顯著升高了21.2 mg/kg〔見圖1(b)〕，且w(NH4+-N)升高了8.7 mg/kg〔見圖1(a)〕，考慮到加入硝態(tài)氮的量為40 mg/kg，因此硝態(tài)氮輸入后土壤中NO3--N的固定量增加，從而導致硝化速率下降〔見圖2(c)〕. 由于添加硝態(tài)氮對氨化作用影響不大〔見圖2(b)〕，因此其使凈氮礦化率降低〔見圖2(a)〕，說明添加硝態(tài)氮抑制了土壤原有有機氮的礦化. Sierra[28]研究指出，土壤中存在一個控制氮礦化的反饋機制，即較高的礦質(zhì)氮初始值限制了土壤氮礦化. 另外，在土壤的眾多氮庫中，w(NO2--N)通常很低，但NO2--N是土壤氮轉(zhuǎn)化過程中非常重要的中間產(chǎn)物，且NO2--N轉(zhuǎn)化非常迅速. 該研究中，筆者向T1土壤中添加亞硝態(tài)氮進行培養(yǎng)后，發(fā)現(xiàn)對w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(氨基酸)的影響均不顯著(見圖1). 但是，過量的亞硝態(tài)氮添加會促進氮礦化〔見圖2(a)〕，這可能是因為NO2--N能夠轉(zhuǎn)化成有機氮，Davidson等[29]認為，NO2--N容易與土壤有機質(zhì)反應，促進溶解性有機氮的形成[30]，從而促進氨化作用〔見圖2(b)〕.

2.3.2不同鐵鋁氧化物對氮素含量和轉(zhuǎn)化的影響

鐵鋁氧化物是土壤中最主要、最活躍的組分之一，在有機-無機復合過程中充當“橋”的作用[31]. 鐵鋁氧化物一方面通過吸附功能影響土壤氮含量變化，另一方面通過氧化還原反應使其在土壤氮素轉(zhuǎn)化過程中扮演重要角色[32-33]. 與該研究相似，南方紅壤的各形態(tài)氧化鐵鋁多以游離氧化鐵的形式存在[34]，且不同形態(tài)鐵鋁氧化物影響土壤氮轉(zhuǎn)化是有差異的.

在CK處理下，非晶質(zhì)氧化鐵鋁的去除顯著促進了NH4+-N和氨基酸的產(chǎn)生，但同時顯著降低了w(NO3--N)，且降幅最大(見圖1)，說明非晶質(zhì)氧化鐵鋁在土壤有機質(zhì)保持、促進氮素硝化過程中具有重要的積極作用，但不利于礦化. 土壤去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁后，被非晶質(zhì)氧化鐵鋁掩蔽的吸附位點暴露[35]，顯著增加了礦物表面對NH4+-N的吸附力，從而不利于硝化作用〔見圖2(c)〕. 另外，土壤去除游離氧化鐵鋁和絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁后，前者對產(chǎn)生NH4+-N的抑制作用大于后者〔見圖1(a)〕，且氨基酸受到的影響與NH4+-N相似〔見圖1(c)〕，但差異不明顯，說明土壤中游離氧化鐵鋁的存在有利于礦化；與去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁土壤相比，去除游離氧化鐵鋁土壤和去除絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁土壤中w(NO3--N)均有所增加〔見圖1(b)〕，說明游離氧化鐵鋁和絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁保護著有機質(zhì)，有助于硝化但程度小于非晶質(zhì)氧化鐵鋁，而且游離氧化鐵鋁比絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁更有助于氮素礦化和硝化(見圖2). 由于紅壤去除游離氧化鐵鋁以后正電荷顯著減少，且NO3--N的吸附量減少，其負電荷密度與正電荷的比例顯著增大[16,36]，導致土壤吸附更多的NH4+-N，降低了w(NH4+-N)〔見圖1(a)〕，從而不利于硝化作用〔見圖2(c)〕，因此土壤中游離氧化鐵鋁的存在促進了氮礦化作用，且有利于硝化. 由于絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁常與有機質(zhì)結(jié)合，形成有機礦質(zhì)復合體[5]，且絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁含量與有機質(zhì)含量呈正相關(guān)[36]，因此去除絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁一方面帶來有機質(zhì)的損失〔見圖1(c)〕，即使游離氧化鐵鋁的存在有利于礦化〔見圖2(a)〕，但仍然使w(NH4+-N)低于CK處理〔見圖1(a)〕；另一方面由于非晶質(zhì)氧化鐵鋁的存在有助于硝化，使w(NO3--N)相對較高〔見圖1(b)〕. 由此可見，探究鐵鋁氧化物對土壤氮保持機制至關(guān)重要.

土壤中鐵鋁氧化物不僅直接影響著氮素的吸附，而且通過與其他土壤組分以及微生物相互聯(lián)系、相互制約影響氮的固定保持作用[37]. 該研究通過添加外源氮于土壤中，探討其與鐵鋁氧化物共同作用于氮素及轉(zhuǎn)化的影響，結(jié)果表明，添加不同形態(tài)氮后，與CK處理相比，T3土壤在各氮處理中的w(NH4+-N)增加量與添加量(40 mg/kg)相當〔見圖1(a)〕，添加氨基酸、銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮后的w(NO3--N)與CK處理間無差異〔見圖1(b)〕，說明去除非晶質(zhì)氧化鐵鋁確實不利于硝化作用〔見圖2(c)〕，而T3土壤中添加硝態(tài)氮顯著降低了w(氨基酸)17.41 mg/kg〔見圖1(c)〕，小于NH4+-N增加量(41.4 mg/kg)，這歸因于T3土壤中游離氧化鐵鋁和絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁的存在有助于礦化〔見圖2(a)〕，導致w(NH4+-N)增加. 然而，T2和T4土壤各處理w(NH4+-N)很低〔見圖1(a)〕，結(jié)合以上的分析，這兩類土壤中仍然有非晶質(zhì)氧化鐵鋁存在，有利于硝化，但是T2土壤各氮處理下并沒有顯著增加w(NO3--N)，可能與非晶質(zhì)氧化鐵鋁和絡(luò)合態(tài)氧化鐵鋁保持NO3--N的作用有關(guān)，類似于非生物固定. 已有研究[20]表明，黃棕壤中鐵鋁氧化物的存在有利于有機氮的保護，尤其是非晶質(zhì)氧化鐵鋁，因此鐵鋁氧化物進行非生物固定NO3--N的機制和影響因素亟待深入研究. 而在添加氨基酸和銨態(tài)氮下T4土壤中w(NO3--N)沒有顯著增加，可能與游離氧化鐵鋁含有較多正電荷[16]、吸附NO3--N有關(guān)[36]，且還可能是非晶質(zhì)氧化鐵鋁的吸附作用[35]，從而抑制NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO3--N.

需要指出的是，該研究使用選擇性溶提技術(shù)使原土壤的pH發(fā)生變化，可能會影響鐵鋁氧化物與黏土礦物的交互作用[2]及微生物生長與作用[38]，干擾鐵鋁氧化物在土壤氮素轉(zhuǎn)化中作用的準確判別. 學者們已經(jīng)認識到微生物[25]與鐵鋁氧化物[32]在土壤氮素轉(zhuǎn)化中的重要作用，且該研究和其他研究[39]皆在利用不同的方法不斷深入探究鐵鋁氧化物的作用和機理.

3 結(jié)論

a) 添加氨基酸、銨態(tài)氮和亞硝態(tài)氮可顯著促進亞熱帶森林紅壤氮素礦化，添加硝態(tài)氮顯著增加了NO3--N固定且抑制硝化.

b) 土壤中不同形態(tài)鐵鋁氧化物對亞熱帶森林紅壤氮素轉(zhuǎn)化造成不同程度的影響，礦化和氨化作用均表現(xiàn)為游離態(tài)鐵鋁氧化物>絡(luò)合態(tài)鐵鋁氧化物>非晶質(zhì)鐵鋁氧化物，硝化作用表現(xiàn)為非晶質(zhì)鐵鋁氧化物>游離態(tài)鐵鋁氧化物>絡(luò)合態(tài)鐵鋁氧化物.

c) 在不同氮處理下，各土壤的氮含量及轉(zhuǎn)化速率與CK處理規(guī)律相似，氮添加并沒有改變鐵鋁氧化物的作用. 綜上，不同土壤鐵鋁氧化物的存在狀態(tài)應該是調(diào)節(jié)氮素轉(zhuǎn)化的重要土壤條件，建議今后加強深入研究.