趙傳庭，張碩新,2，龐軍柱,2，張勝利，侯 琳,2

(1西北農(nóng)林科技大學(xué) a林學(xué)院，b資源環(huán)境學(xué)院，陜西 楊凌 712100；2陜西秦嶺森林生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測(cè)站，陜西 寧陜 711600)

自工業(yè)革命以來，由于化石燃料的使用、汽車尾氣的大量排放、含氮化肥的生產(chǎn)和使用及畜牧業(yè)發(fā)展等原因，造成大氣氮沉降量不斷增加，在未來的幾十年內(nèi)這種趨勢(shì)還將持續(xù)下去[1-2]。氮沉降的不斷增加會(huì)導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)氮富集，影響土壤中養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化與固定，改變凋落物的群落組成和基質(zhì)質(zhì)量，進(jìn)而對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能產(chǎn)生影響[3]。

在營(yíng)林工作中，森林撫育間伐能調(diào)整林分密度，使林分空間結(jié)構(gòu)趨向合理，促進(jìn)林木生長(zhǎng)，達(dá)到提高林分和林木質(zhì)量的目的[4]。森林撫育間伐剩余物是指在森林撫育經(jīng)營(yíng)過程中形成的除標(biāo)準(zhǔn)木材以外的部分，主要包括樹梢、小徑木、樹皮、灌木、樹葉、樹根等[5]。森林撫育間伐剩余物的分解與森林凋落物的分解過程十分相似，都是森林生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)換的重要途徑。對(duì)于森林生態(tài)系統(tǒng)而言，氮沉降直接影響森林群落的組成和化學(xué)成分，而我國目前已成為三大氮沉降地區(qū)(歐洲、美國和中國)之一[6]。在歐洲，Nihlgard[7]和Vestgarden[8]的研究表明，氮添加對(duì)針葉林凋落物的分解有促進(jìn)作用。在美國俄亥俄州，Kuperman[9]發(fā)現(xiàn)，隨著氮沉降的增加，白櫟林凋落物分解加快。黃忠良等[10]和莫江明等[11]在我國鼎湖山研究發(fā)現(xiàn)，少量的氮沉降會(huì)促進(jìn)季風(fēng)常綠闊葉林凋落物分解；但魏子上等[12]在天津研究發(fā)現(xiàn)，模擬氮沉降對(duì)凋落物分解無明顯影響；另外，韓雪等[13]在北京西山林場(chǎng)研究發(fā)現(xiàn)，不同水平氮沉降均對(duì)遼東櫟凋落物的分解產(chǎn)生了抑制作用?？傊?，關(guān)于氮沉降對(duì)凋落物分解的影響尚未有統(tǒng)一的結(jié)論。在此背景下，研究氮沉降對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解的影響具有重要意義。我國的氮沉降研究主要集中在亞熱帶地區(qū)，溫帶地區(qū)開展的研究較少。秦嶺是我國南北地區(qū)氣候的分界線，是一個(gè)大尺度、復(fù)合性的生態(tài)過渡帶，是我國生態(tài)環(huán)境保護(hù)與建設(shè)的一道綠色屏障[14]。華山松(Pinusarmandi)是秦嶺地區(qū)主要成林樹種之一。為此，本試驗(yàn)以秦嶺地區(qū)華山松林為研究對(duì)象，采用尼龍分解袋法，研究氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解的影響，這對(duì)于預(yù)測(cè)和揭示氮沉降下該地區(qū)森林生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)過程具有重要意義，也可為秦嶺地區(qū)華山松林的保護(hù)和可持續(xù)經(jīng)營(yíng)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究在陜西省漢中市佛坪縣的陜西觀音山國家自然保護(hù)區(qū)內(nèi)進(jìn)行，地理位置為33°41′32″N，107°57′10″E，海拔1 440 m左右。試驗(yàn)區(qū)氣候?qū)儆诒眮啛釒駶?rùn)季風(fēng)氣候，年平均氣溫11.6 ℃，極端最高氣溫36.5 ℃，極端最低氣溫-14.5 ℃。年均降水量925.8 mm，降雨年內(nèi)分配不均，多集中于7-9月，占全年降水量的55%左右。土壤為山地黃棕壤，pH偏酸性。試驗(yàn)區(qū)內(nèi)植物種類豐富，群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜。喬木樹種主要有華山松(P.armandi)、油松(P.tabulaeformis)、銳齒櫟(Quercusalienavar.acutesserrata)等，灌木有細(xì)枝繡線菊(Spiraeamyrtilloides)、綠葉胡枝子(Lespedezaformasa)、美麗懸鉤子(Rubusamabilis)、黃花柳(Salixcaprea)等。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設(shè)置 于2019年4月在秦嶺中段南坡的陜西觀音山國家級(jí)自然保護(hù)區(qū)的試驗(yàn)區(qū)內(nèi)設(shè)置3塊長(zhǎng)期沒有人為干擾的、具有代表性的20 m×20 m的華山松林樣地，每塊樣地內(nèi)再設(shè)置16個(gè)1 m×1 m的小樣方，共48個(gè)小樣方，每個(gè)小樣方間留有約1 m的緩沖帶，防止不同氮添加處理間相互干擾。

1.2.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì) 2019年4月初，在當(dāng)?shù)厝A山松林中收集華山松撫育間伐剩余物(主要成分是質(zhì)量分別占90%和10%的華山松葉和枝)，帶回實(shí)驗(yàn)室用蒸餾水將泥土沖洗干凈， 65 ℃烘干至質(zhì)量恒定。將10 g華山松撫育間伐剩余物裝入長(zhǎng)、寬均為200 mm的尼龍分解袋中(底面孔徑為0.5 mm，防止華山松撫育間伐剩余物遺失；上面孔徑設(shè)置為2 mm，以方便土壤微生物和小型動(dòng)物進(jìn)出)。放置前隨機(jī)取分解袋5袋，測(cè)定撫育間伐剩余物樣品初始質(zhì)量和化學(xué)性質(zhì)，其有機(jī)碳含量為(387.31±12.41) g/kg，全氮含量為(7.43±0.13) g/kg，全磷含量為(0.73±0.02) g/kg，木質(zhì)素含量為(365.7±6.2) g/kg，纖維素含量為(207.5±3.9) g/kg。

2019年5月底在每塊樣地的16個(gè)小樣方內(nèi)各放置6個(gè)分解袋，3塊樣地共放置撫育間伐剩余物分解袋288個(gè)。在放置分解袋前，先清除土壤表層的枯落物，分解袋均勻放置在土壤表面且相互間隔5 cm以上, 并用10 cm長(zhǎng)的鋼釘固定。

所設(shè)樣地位于秦嶺南坡，遠(yuǎn)離城市且周圍絕大部分為森林，只有極少量農(nóng)田分布，只受到附近108國道(距樣地300～700 m)汽車尾氣的輕微影響。根據(jù)秦嶺地區(qū)的氮沉降量介于21.72～70.57 kg/(hm2·a)和文獻(xiàn)中氮添加的設(shè)置方式[15]，每塊樣地設(shè)置3種不同形態(tài)的氮添加處理，分別為銨態(tài)氮(NH4Cl)、硝態(tài)氮(NaNO3)、混合態(tài)氮(NH4NO3)；每種形態(tài)氮素設(shè)5個(gè)添加水平，分別為N1(0.5 g/(m2·a))、N2(1.25 g/(m2·a))、N3(2.5 g/(m2·a))、N4(5.0 g/(m2·a))和N5(10.0 g/(m2·a))，另外以N0(0 g/(m2·a))為對(duì)照(CK)，共計(jì)16個(gè)氮處理，每塊樣地的每個(gè)小樣方對(duì)應(yīng)一個(gè)處理，為1個(gè)重復(fù)，3塊樣地共3次重復(fù)。將計(jì)算好質(zhì)量的3種氮素分別溶解到蒸餾水中，在每個(gè)小樣方上方50 cm高度用手持式噴霧器均勻噴灑溶液于凋落袋的表面，為排除水分對(duì)試驗(yàn)的影響，對(duì)照組小樣方噴灑等量的蒸餾水，每3個(gè)月噴灑1次，即2019-05-30、2019-08-30、2019-11-30和2020-02-29共4次。

1.2.3 分解袋的收集與處理 每次收集分解袋在施氮處理之前，從放置分解袋算起，前3個(gè)月每月收集1次，即2019年6，7，8月底收集；隨后是每2個(gè)月收集1次，即2019年10月、12月和2020年2月份(由于受新型冠狀病毒的影響，2020年2月份取樣推遲到了5月份)月底收集。每塊樣地內(nèi)定期收集16個(gè)分解袋，即每個(gè)處理收集1袋，3塊樣地共48袋。取分解袋前，先清除分解袋表面的泥土和其他雜質(zhì)。取回后，在實(shí)驗(yàn)室用蒸餾水清洗分解袋內(nèi)的泥土，將剩余物在65 ℃條件下烘干48 h至質(zhì)量恒定，稱質(zhì)量得到撫育間伐剩余物的殘留量。

1.2.4 撫育間伐剩余物化學(xué)成分的測(cè)定 將撫育間伐剩余物烘干稱質(zhì)量后，用植物粉碎機(jī)粉碎，測(cè)定干物質(zhì)質(zhì)量及碳(C)、氮(N)、纖維素和木質(zhì)素的含量。其中碳(C)、氮(N)含量采用元素分析儀(FlashEA1112,USA)測(cè)定；纖維素和木質(zhì)素含量采用范式(Van Soest)洗滌纖維分析法測(cè)定[16]，其中木質(zhì)素含量為酸不溶性組分(AUR)。

1.2.5 相關(guān)指標(biāo)計(jì)算 (1)撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率(MR)[17]。計(jì)算公式如下：

MR=Mt/M0×100%。

式中：Mt為撫育間伐剩余物在t時(shí)刻的殘留質(zhì)量(g)，M0為撫育間伐剩余物初始質(zhì)量(g)。

(2)撫育間伐剩余物的質(zhì)量損失變化。采用Olson負(fù)指數(shù)衰減模型擬合[17]：

y=ae-kt。

式中：y為撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率(%)，a為擬合參數(shù)，k為撫育間伐剩余物分解系數(shù)(kg/(kg·a))，t為時(shí)間(a)。

(3)撫育間伐剩余物分解50%(T50%)和95%(T95%)所需時(shí)間[18]。按下式計(jì)算：

T50%=-ln (1-0.50)/k；
T95%=-ln (1-0.95)/k。

(4)纖維素或木質(zhì)素殘留率(R)。

R=(Ci×Mi)/(C0×M0)×100%。

式中：Ci為第i次取樣時(shí)纖維素或木質(zhì)素含量(g/kg)，Mi為第i次取樣時(shí)撫育間伐剩余物干質(zhì)量(g)，C0為纖維素或木質(zhì)素養(yǎng)分含量(g/kg)，M0為撫育間伐剩余物初始干質(zhì)量(g)。

1.2.6 數(shù)據(jù)處理 采用單因素方差分析(one-way ANOVA)對(duì)各處理之間差異顯著性進(jìn)行分析；多重比較采用最小顯著差異法(LSD)，顯著性水平為α=0.05；采用重復(fù)測(cè)量方差分析法(repeated measures data ANOVA)分析整個(gè)分解過程中N處理間是否有顯著差異；用Excel對(duì)整個(gè)分解過程的平均C/N值與分解系數(shù)進(jìn)行線性回歸分析。所有數(shù)據(jù)分析用SPSS 24.0軟件完成，用origin 2016繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率的影響

氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率的影響見圖1。

圖1顯示，華山松撫育間伐剩余物的分解具有明顯的階段性，前期分解速率較快，后期分解速率變緩。添加銨態(tài)氮、混合態(tài)氮和硝態(tài)氮的處理，華山松撫育間伐剩余物年平均質(zhì)量殘留率分別為82.47%，81.83%和84.96%，均低于對(duì)照的年平均質(zhì)量殘留率(84.99%)。添加NH4Cl 的N1、N2和N3處理促進(jìn)了撫育間伐剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與對(duì)照組(CK)相比質(zhì)量殘留率分別降低了2.97%，4.49%和6.97%；N4和N5處理則抑制了剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與對(duì)CK相比質(zhì)量殘留率分別提高了0.57%和0.71%。添加NH4NO3的N1、N2、N3和N4處理促進(jìn)了撫育間伐剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與CK相比質(zhì)量殘留率分別降低了2.33%，3.33%，7.67%和4.27%；N5處理抑制了撫育間伐剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與CK相比質(zhì)量殘留率提高了1.27%。添加NaNO3的N1和N2處理促進(jìn)了撫育間伐剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與CK相比質(zhì)量殘留率分別降低了3.47%和3.67%；N3、N4和N5處理抑制了撫育間伐剩余物的分解，分解12個(gè)月時(shí)，與CK相比質(zhì)量殘留率分別提高了1.17%，2.03%和3.23%。方差分析結(jié)果表明，同一種氮素不同水平處理前4個(gè)月?lián)嵊g伐剩余物分解速率差異不顯著(P>0.05)，從第5個(gè)月開始達(dá)到顯著性差異(P<0.05)。不同形態(tài)相同水平氮添加處理間撫育間伐剩余物的分解速率也達(dá)到了顯著性差異(P<0.05)。

表1顯示，不同形態(tài)不同水平氮添加處理撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率隨分解時(shí)間呈顯著負(fù)指數(shù)關(guān)系。利用Olson負(fù)指數(shù)衰減模型得出各處理的分解系數(shù)，銨態(tài)氮(NH4Cl)添加處理的分解系數(shù)為N3>N2>N1>N0>N4>N5。N3、N2和N1處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失50%所需的時(shí)間較N0(4.59 a)分別減少1.64，1.16和0.86 a，N4和N5處理則較N0(4.59 a)分別增加0.13和0.16 a。N3、N2和N1處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失95%所需的時(shí)間較N0(19.84 a)分別減少了7.09，5.01和3.73 a，N4和N5處理則較N0(19.84 a)分別增加了0.54和0.68 a。在銨態(tài)氮添加處理中，N3處理促進(jìn)華山松撫育間伐剩余物分解的作用最明顯，N4和N5處理則抑制撫育間伐剩余物的分解，其中N5處理抑制作用更明顯。當(dāng)銨態(tài)氮添加量高于5.0 g/(m2·a)時(shí)，氮添加水平越高，抑制分解的作用越明顯。

表1顯示，混合態(tài)氮(NH4NO3)添加處理的分解系數(shù)為N3>N4>N2>N1>N0>N5。N3、N4、N2和N1處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失50%所需的時(shí)間較N0(4.59 a)分別減少1.65，1.34，0.72和0.41 a，N5處理間則較N0(4.59 a)增加了0.54 a。N3、N4、N2和N1處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失95%所需的時(shí)間較N0(19.84 a)分別減少了7.15，5.78，3.10和1.79 a，N5處理則較N0(19.84 a)增加了0.35 a。在混合態(tài)氮添加處理中，N3處理促進(jìn)華山松撫育間伐剩余物分解的作用最明顯，N5處理則抑制撫育間伐剩余物的分解。

表1 不同氮添加處理華山松撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率(y)與時(shí)間(t)的指數(shù)回歸方程Table 1 Exponential regression equations of mass residual rates (y) of Pinus armandi tending and thinning residues with time (t) under different nitrogen addition treatments

表1還顯示，硝態(tài)氮(NaNO3)添加處理的分解系數(shù)為N1>N2>N0>N3>N4>N5。N1和N2處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失50%所需的時(shí)間較N0(4.59 a)分別減少0.96和0.82 a，N3、N4和N5處理則較N0(4.59 a)增加了0.62，0.96和1.54 a。N1和N2處理使撫育間伐剩余物質(zhì)量損失95%所需的時(shí)間較N0(19.84 a)分別減少4.16和3.56 a，N3、N4和N5處理則較N0(19.84 a)增加了2.68，4.13和6.67 a。在硝態(tài)氮添加處理中，N1處理促進(jìn)華山松撫育間伐剩余物分解的作用最明顯，N3、N4和N5處理則抑制撫育間伐剩余物的分解。當(dāng)硝態(tài)氮添加量高于2.5 g/(m2·a)時(shí)，氮添加水平越高，抑制分解的作用越強(qiáng)。

16種氮添加處理中，2.5 g/(m2·a)混合態(tài)氮添加促進(jìn)華山松撫育間伐剩余物分解的作用最明顯，10.0 g/(m2·a)硝態(tài)氮抑制分解的作用最明顯。

2.2 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物纖維素降解的影響

圖2顯示，3種不同形態(tài)氮添加處理華山松撫育間伐剩余物的纖維素殘留率，均表現(xiàn)為隨降解時(shí)間增加呈先升高后降低的趨勢(shì)。經(jīng)過1年的降解，銨態(tài)氮(NH4Cl)添加處理的撫育間伐剩余物纖維素殘留率為N5>N4>N0>N1>N2>N3。其中當(dāng)?shù)砑铀降陀?.0 g/(m2·a)時(shí)，促進(jìn)纖維素的降解；當(dāng)?shù)砑铀綖?.0 g/(m2·a)和10.0 g/(m2·a)時(shí)，則抑制纖維素的降解?；旌系?NH4NO3)添加處理的撫育間伐剩余物纖維素殘留率為N5>N0>N1>N2>N4>N3。其中當(dāng)?shù)砑铀降陀?0.0 g/(m2·a)時(shí)，促進(jìn)纖維素的降解；當(dāng)?shù)砑铀綖?0.0 g/(m2·a)時(shí)，則抑制纖維素的降解。硝態(tài)氮(NaNO3)添加處理的撫育間伐剩余物纖維素殘留率為N5>N0>N4>N3>N1>N2。其中當(dāng)?shù)砑铀降陀?0.0 g/(m2·a)時(shí)，促進(jìn)纖維素的降解；當(dāng)?shù)砑铀綖?0.0 g/(m2·a)時(shí)，則抑制纖維素的降解。方差分析結(jié)果表明，同一形態(tài)不同水平氮添加處理之間差異顯著(P<0.05)，總體表現(xiàn)為氮添加水平低可促進(jìn)纖維素的降解，添加水平高則會(huì)抑制纖維素的降解；不同形態(tài)相同水平氮添加處理間撫育間伐剩余物的纖維素殘留率也達(dá)顯著性差異(P<0.05)。

2.3 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物木質(zhì)素降解的影響

圖3顯示，3種不同形態(tài)氮添加處理華山松撫育間伐剩余物的木質(zhì)素殘留率，總體表現(xiàn)為隨降解時(shí)間增加呈先升高后降低的趨勢(shì)。不同水平的銨態(tài)氮(NH4Cl)處理均可促進(jìn)撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解，經(jīng)過1年的降解，木質(zhì)素殘留率為N0>N5>N4>N1>N2>N3，其中N2、N3與N0之間呈顯著性差異(P<0.05)。不同水平的混合態(tài)氮(NH4NO3)處理均促進(jìn)了撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解，經(jīng)過1年的降解，木質(zhì)素殘留率為N0>N5>N2>N1>N4>N3，其中N3與N0之間呈顯著性差異(P<0.05)。不同水平的硝態(tài)氮(NaNO3)處理均促進(jìn)華山松撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解，木質(zhì)素殘留率在降解1年后表現(xiàn)為N0>N5>N4>N3>N1>N2，其中N1、N2與N0之間呈顯著性差異(P<0.05)。不同形態(tài)相同水平氮處理間撫育間伐剩余物的木質(zhì)素殘留率無顯著性差異(P>0.05)。

2.4 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物中C、N含量及碳氮比的影響

總體來看，不同形態(tài)氮添加處理下，華山松撫育間伐剩余物C含量在分解過程中均呈減少的趨勢(shì)，符合元素的淋溶釋放模式；不同降解時(shí)間下，各水平氮添加處理對(duì)C含量影響各異，無明顯規(guī)律，但最終各氮添加處理撫育間伐剩余物C含量均低于N0處理(表2)。不同形態(tài)的氮添加處理下，華山松撫育間伐剩余物N元素含量隨分解時(shí)間推進(jìn)均總體上呈增加趨勢(shì)，表現(xiàn)出元素富集模式；不同水平氮添加處理之間N元素含量有顯著性差異(P<0.05)(表3)。各氮添加處理撫育間伐剩余物在降解1～3個(gè)月時(shí)C/N值降低較快，之后下降變緩(表4)。

表2 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解過程中碳含量的影響Table 2 Effects of nitrogen addition on carbon content in decomposition of tending and thinning residues of P. armandi

表2(續(xù)) Continued table 2

表3 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解過程中氮含量的影響Table 3 Effects of nitrogen addition on nitrogen content in decomposition of tending and thinning residues of P. armandi

由表4數(shù)據(jù)計(jì)算可知，N0處理的撫育間伐剩余物C/N均值為41.30，添加NH4Cl的N1、N2、N3和N4處理的C/N均值分別為39.15，37.76，37.79和41.20，比N0降低了0.24%～8.57%；而N5處理的撫育間伐剩余物C/N均值為42.96，比N0提高了4.02%。說明當(dāng)銨態(tài)氮添加量≤5.0 g/(m2·a)時(shí)，降低了撫育間伐剩余物的C/N值；而當(dāng)銨態(tài)氮添加量在10.0 g/(m2·a)時(shí)，提高了撫育間伐剩余物的C/N值?；旌蠎B(tài)氮(NH4NO3)處理下， N1、N2、N3、N4和N5處理的C/N均值分別為40.00，38.91，37.99，38.23和41.20，比N0降低了0.24%～8.01%，可知添加混合態(tài)氮降低了撫育間伐剩余物的C/N值。添加NaNO3的N1、N2、N3和N4處理撫育間伐剩余物的C/N均值分別為40.59，39.69，37.86和41.11，比N0降低了0.46%～8.33%；而N5處理的C/N均值為43.19，比N0提高了4.58%。說明當(dāng)硝態(tài)氮添加量≤5.0 g/(m2·a)時(shí)，降低了撫育間伐剩余物的C/N值；當(dāng)添加量為10.0 g/(m2·a)時(shí)，提高了撫育間伐剩余物的C/N值。方差分析結(jié)果表明，當(dāng)硝態(tài)氮添加量為10.0 g/(m2·a)時(shí)，混合態(tài)氮添加處理的C/N值與銨態(tài)氮和硝態(tài)氮處理之間有顯著性差異(P<0.05)。

表4 氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解過程中碳氮比的影響Table 4 Effects of nitrogen addition on carbon-to-nitrogen ratio in decomposition of the tending and thinning residues of P. armandi

2.5 華山松撫育間伐剩余物分解系數(shù)與C/N值之間的關(guān)系

對(duì)各氮處理撫育間伐剩余物在整個(gè)分解過程的平均C/N值與分解系數(shù)關(guān)系進(jìn)行回歸分析，發(fā)現(xiàn)除2.5 g/(m2·a) 硝態(tài)氮處理外，其他處理的撫育間伐剩余物C/N值與分解系數(shù)呈顯著的線性關(guān)系(P<0.05)，表現(xiàn)為C/N值越低,分解系數(shù)越大，分解越快(圖4)。

3 討 論

3.1 華山松撫育間伐剩余物分解對(duì)氮添加的響應(yīng)

從本研究華山松撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率可得出，其整年的分解率在20%～30%，明顯低于熱帶森林的56%～87%，高于寒溫帶針葉林的10%～20%，基本符合凋落物分解速率與氣候的相關(guān)性[19-21]。在同一個(gè)氣候區(qū)內(nèi)，凋落物分解速率由凋落物本身的性質(zhì)決定[22-23]。植物體的C/N可以用來表示微生物受N的限制情況，如果N含量相對(duì)不足(即C/N高)，會(huì)限制微生物的生長(zhǎng)和發(fā)育，進(jìn)而影響凋落物分解速度。有研究表明，凋落物的分解速度取決于N含量，N含量高的凋落物C/N較低，耐分解化合物較少，從而分解較快[24]。大氣氮沉降進(jìn)入森林地表，通過影響植物對(duì)土壤中養(yǎng)分的吸收，引起凋落物中氮元素含量的變化，進(jìn)而改變C/N，影響凋落物的分解[12]。本研究中，不同形態(tài)的氮素均表現(xiàn)為低水平處理的撫育間伐剩余物C/N值低于N0，高水平處理的C/N值高于N0，這與上述研究結(jié)果類似。原因可能是添加少量的氮有利于微生物的生長(zhǎng)，從而促進(jìn)了撫育間伐剩余物的分解[25]。由于撫育間伐剩余物中C含量在分解過程中波動(dòng)性較小，N含量的變化速度直接影響了C/N值的變化。本研究中，分解前期C/N值降低較快，之后緩慢下降，原因可能是分解前期添加外源氮引起氮素富集較快，導(dǎo)致?lián)嵊g伐剩余物C/N值降低較快；后期氮富集變緩，撫育間伐剩余物C/N值也緩慢降低，符合撫育間伐剩余物分解過程中的元素富集-釋放模式。

本研究中，華山松撫育間伐剩余物的分解具有明顯的階段性，前期分解速率較快，后期分解速率較慢，這與王晶苑等[26]和Berg等[27]的研究結(jié)果一致。撫育間伐剩余物分解前期可溶性成分，如糖類和氨基酸等易分解，因而分解速率較快；分解后期剩余物中的纖維素、木質(zhì)素相對(duì)含量增加，這些物質(zhì)較難分解，因此分解速率變緩[8]。

本研究還發(fā)現(xiàn)，向華山松撫育間伐剩余物添加3種不同形態(tài)的氮素，總的趨勢(shì)是低水平促進(jìn)分解，高水平抑制分解，這與沈芳芳等[28]和張雨鑒等[29]的研究結(jié)果類似。原因可能是由于低水平氮沉降提高了土壤N的可利用性，進(jìn)而提高了分解速率；也有可能是低水平氮添加滿足了微生物對(duì)氮素的需求，加速了分解[30]。不論是添加NH4Cl、NH4NO3還是NaNO3，N5處理華山松撫育間伐剩余物分解系數(shù)均明顯比N0低，說明N5處理抑制了華山松撫育間伐剩余物的分解。原因可能是外源氮的添加達(dá)到一定程度，會(huì)使氮素與撫育間伐剩余物分解過程中產(chǎn)生的中間產(chǎn)物相結(jié)合，從而使氮素富集并抑制撫育間伐剩余物的分解；也可能是高氮影響了土壤養(yǎng)分元素的平衡，超過了土壤需要的臨界值，影響了撫育間伐剩余物的分解[31-32]。但并非所有的研究都得出一致的結(jié)果，也有研究顯示，高氮沉降促進(jìn)了凋落物的分解，如Hobbie等[33]對(duì)夏威夷森林研究得出，氮沉降水平在50和150 kg/(hm2·a)對(duì)凋落物分解有一定的促進(jìn)作用；劉文飛等[34]研究表明，在杉木人工林內(nèi)添加120 kg/(hm2·a)外源氮能促進(jìn)凋落物分解和養(yǎng)分的釋放。也有研究表明，外源氮并沒有明顯改變凋落物的分解速率，如魏子上等[12]模擬發(fā)現(xiàn)，28 kg/(hm2·a)氮沉降對(duì)狗尾草葉片凋落物分解無顯著影響；莫江明等[35]在鼎湖山研究中發(fā)現(xiàn)低氮處理(5 g/(m2·a))、中氮處理(10 g/(m2·a))和高氮處理(15 g/(m2·a))都對(duì)荷木葉片凋落物分解無明顯影響。另外還有研究表明氮沉降會(huì)抑制森林凋落物的分解，如韓雪等[13]研究發(fā)現(xiàn)，不同水平氮沉降(低氮處理50 kg/(hm2·a)和高氮處理150 kg/(hm2·a))均對(duì)溫帶森林凋落物的分解產(chǎn)生了抑制作用。綜上所述，由于凋落物的分解受多種因素的影響，如研究方法、氮素形態(tài)和研究時(shí)間長(zhǎng)短及研究區(qū)域、樹種等因素的不同，導(dǎo)致出現(xiàn)了不同的結(jié)果[36-39]。

3.2 華山松撫育間伐剩余物纖維素和木質(zhì)素降解對(duì)氮添加的響應(yīng)

纖維素由長(zhǎng)鏈葡萄糖分子構(gòu)成，結(jié)構(gòu)相對(duì)簡(jiǎn)單，降解相對(duì)較快；木質(zhì)素由結(jié)構(gòu)復(fù)雜、穩(wěn)定、多樣的無定型三維體型大分子構(gòu)成，降解相對(duì)較慢[40]。本研究中，氮添加水平低于5.0 g/(m2·a)時(shí)促進(jìn)了華山松撫育間伐剩余物中纖維素的降解?？赡苁堑奶砑咏獬说獙?duì)微生物活動(dòng)的限制，從而促進(jìn)了纖維素的降解；還有可能是少量的氮添加增加了土壤表層纖維素酶的活性，進(jìn)而促進(jìn)了纖維素的降解[41-42]。當(dāng)?shù)砑铀礁哂?.0 g/(m2·a)時(shí)抑制了纖維素的降解，可能由于氮與降解中間產(chǎn)物生成了更難分解的復(fù)合物，使纖維素的降解受到抑制[43]。本研究中，經(jīng)過1年的降解3種形態(tài)氮添加處理的華山松撫育間伐剩余物中木質(zhì)素殘留率均低于對(duì)照，說明氮添加促進(jìn)了撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解。這可能是由于N的少量輸入會(huì)增加土壤表層多酚氧化酶的活性，進(jìn)而加快木質(zhì)素的降解[44]。由于大氣氮沉降的長(zhǎng)期性和持續(xù)性對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能的影響是非常復(fù)雜的，要想深入了解氮沉降對(duì)華山松撫育間伐剩余物分解的影響還需進(jìn)一步研究。

4 結(jié) 論

1)隨著分解時(shí)間的延長(zhǎng)，氮添加提高了華山松撫育間伐剩余物中的氮含量，降低了C/N值, C/N值與華山松撫育間伐剩余物分解系數(shù)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。

2)氮添加對(duì)華山松撫育間伐剩余物的影響總體趨勢(shì)是低水平促進(jìn)分解，高水平抑制分解，但不同形態(tài)氮出現(xiàn)抑制作用的添加水平不同。當(dāng)銨態(tài)氮、混合態(tài)氮和硝態(tài)氮的氮添加水平分別低于或等于2.5，5.0和1.25 g/(m2·a)時(shí)對(duì)華山松撫育間伐剩余物的分解起促進(jìn)作用，分別高于2.5，5.0和1.25 g/(m2·a)時(shí)對(duì)分解有抑制作用。說明不同形態(tài)氮添加對(duì)撫育間伐剩余物分解的效應(yīng)都存在一個(gè)拐點(diǎn)，這個(gè)拐點(diǎn)的確定還需要后續(xù)進(jìn)一步研究。

3)氮添加水平低于5.0 g/(m2·a)時(shí)促進(jìn)了華山松撫育間伐剩余物纖維素的降解，氮添加水平高于5.0 g/(m2·a)時(shí)抑制纖維素的降解。不同形態(tài)不同水平的氮均促進(jìn)了華山松撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解。