廖從梅，王夢思，馬紅亮*，高 人，尹云鋒

凋落物及氮添加對針闊葉林土壤氮和水解氨基酸的影響①

廖從梅1,2，王夢思1,2，馬紅亮1,2*，高 人1,2，尹云鋒1,2

(1 福建師范大學(xué)濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地，福州 350007；2 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，福州 350007)

為探究凋落物對森林土壤氮的影響及氮沉降的調(diào)節(jié)，本研究以亞熱帶天然闊葉林(羅浮栲林)和人工針葉林(杉木林)2種林型土壤和凋落物為對象，分別設(shè)置土壤(對照)、土壤+凋落物(3倍添加)、土壤+氮(120 mg/kg)、土壤+凋落物(3倍添加)+氮(120 mg/kg) 4種處理，每種處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，進(jìn)行為期一年的室內(nèi)模擬淋溶試驗(yàn)，分析土壤可溶性氮和物理分級后各粒徑土壤水解氨基酸變化。結(jié)果表明：與對照比較，闊葉林土壤添加凋落物處理增加土壤銨態(tài)氮和游離氨基酸，而降低硝態(tài)氮含量；氮添加降低針葉林土壤氨態(tài)氮，增加硝態(tài)氮含量，但是增加闊葉林土壤銨態(tài)氮和游離氨基酸；凋落物添加的情況下，氮添加顯著增加闊葉林土壤硝態(tài)氮含量。土壤的各粒徑組分分布比例差異顯著，氮添加傾向于降低針葉林土壤大粒徑、增加小粒徑分配比例，而闊葉林相反。針葉林土壤添加凋落物顯著增加土壤粒徑組分2 000 ～ 250 μm、20 ～ 2 μm、<2 μm水解氨基酸含量；氮添加增加針葉林全土、2 000 ～ 250 μm和20 ～ 2 μm粒徑水解氨基酸含量；在凋落物添加或氮添加情況下，氮添加或凋落物顯著降低全土、250 ～ 53 μm、53 ～ 20 μm粒徑水解氨基酸含量。而凋落物和氮添加對闊葉林土壤水解氨基酸含量的影響基本上相反?？梢?，不同土壤粒徑組分水解氨基酸(作為可礦化氮)響應(yīng)凋落物和氮添加處理的差異，有望作為揭示針闊葉林可溶性氮變化的指標(biāo)。

森林土壤；可溶性碳氮；水解氨基酸；物理分級

大氣氮沉降在過去一個(gè)世紀(jì)增加了3 倍～ 5倍，并將繼續(xù)增加，這可能會(huì)對陸地生態(tài)系統(tǒng)的生物地球化學(xué)循環(huán)產(chǎn)生深遠(yuǎn)的影響[1]。20世紀(jì)80年代以來，中國氮沉降的增加及其對生態(tài)系統(tǒng)的影響一直是人們關(guān)注的問題。Chen等[2]研究表明，氮添加并沒有顯著改變常綠闊葉林土壤全氮的濃度；Fan等[3]發(fā)現(xiàn)，長期施氮肥(近40 a)后不利于土壤氮素固定；而武星魁等[4]認(rèn)為，長期施高量氮肥土壤有機(jī)氮素礦化和硝化速率顯著降低。由此可見，氮沉降對土壤氮循環(huán)機(jī)制尚未明晰，有待進(jìn)一步探究。土壤有機(jī)氮由多種氮化合物組成，從高分子量多酚結(jié)合的氮到低分子量氨基酸[5]，而氨基酸是凋落物歸還土壤過程中有機(jī)氮分解的重要產(chǎn)物，因其具有更高的周轉(zhuǎn)率，可以被土壤微生物快速地利用和礦化[6]。因此，氮沉降對土壤活性氮組分的影響與全氮相比可能更明顯。綜上，氮沉降對土壤氮的影響，可能與氨基酸氮庫的變化有關(guān)。

地上凋落物及其分解是氮輸入土壤的主要方式，凋落物可以改變土壤中氮的獲得、損失或保留量[7]。Xu等[8]在整合分析中發(fā)現(xiàn)，溫帶及亞熱帶森林凋落物添加對礦質(zhì)土壤全氮無顯著影響；而Miao等[7]發(fā)現(xiàn)，針闊混交林凋落物不改變土壤全氮含量，卻強(qiáng)烈地改變了有效氮的含量。凋落物還可通過改變土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)及氮的分布來影響土壤氮含量[9]。另外，不同類型生態(tài)系統(tǒng)凋落物對土壤氮循環(huán)的影響也有所差異。例如，亞熱帶森林凋落物分解促進(jìn)土壤總硝態(tài)氮固定[10]，而熱帶森林中添加枯枝落葉增加了硝態(tài)氮的遷移率[11]。不同性質(zhì)的有機(jī)物輸入也會(huì)影響土壤硝態(tài)氮變化[12]。已有研究發(fā)現(xiàn)，氮沉降可促進(jìn)人工杉木林凋落物分解[13]、抑制米高肉桂凋落葉分解[14]，甚至有模型研究報(bào)道氮添加先促進(jìn)后減緩凋落物的分解[15]。Kiikkil?等[16]還發(fā)現(xiàn)氮添加使銀樺和挪威云杉凋落物先分解物質(zhì)影響后期階段分解物的性質(zhì)，從而改變凋落物分解動(dòng)態(tài)。由此可見，凋落物對土壤氮的影響可能會(huì)因氮沉降而發(fā)生變化。土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)可分為由相對未分解的輕質(zhì)碎片組成的顆粒有機(jī)物(POM)和主要由微生物分解產(chǎn)物形成的礦物結(jié)合有機(jī)物(MAOM)[17-18]。一般而言，POM不穩(wěn)定且周轉(zhuǎn)快，而MAOM較穩(wěn)定且周轉(zhuǎn)慢，氮沉降和凋落物分解對它們的影響可能會(huì)大不相同。本研究選擇性質(zhì)不同的針葉林和闊葉林，探究氮和凋落物添加對亞熱帶森林土壤可溶性氮的影響，以及不同粒徑土壤水解氨基酸的響應(yīng)差異，從凋落物輸入和氮添加影響的角度，闡明它們在土壤氮變化中的作用和關(guān)系，以期為進(jìn)一步研究氮沉降影響土壤氮循環(huán)機(jī)理提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況和樣品采集

研究地區(qū)位于福建省建甌市萬木林自然保護(hù)區(qū)(27°03′N，118°09′E)，為研究中亞熱帶不同植被類型土壤對氮沉降和凋落物分解的響應(yīng)，本研究選取了保護(hù)區(qū)內(nèi)以羅浮栲(，CAF)為優(yōu)勢種的天然林和以杉木(，CUL)為優(yōu)勢種的人工林為對象。

各林分特征及樣地基本概況詳見參考文獻(xiàn)[19]。于2018年12月末在每個(gè)樣地上、中、下坡取3個(gè)樣點(diǎn)，采集0 ～ 20 cm土壤作為土壤樣品，挑除石頭、根系以及凋落物，充分混勻后，用自封袋將新鮮土壤樣品密封于4 ℃ 保存。同時(shí)利用環(huán)刀采取原狀土以測定土壤飽和持水量( water holding capacity，WHC)。凋落物樣品來自各林分凋落物隔離樣地，凋落物采用尼龍網(wǎng)隔離，網(wǎng)上凋落物每隔1 ～ 2月清理一次，保證凋落物為新進(jìn)完整的凋落物。同時(shí)為保證凋落物性質(zhì)一致，采取一次性收集齊凋落物樣品。土壤基本理化性質(zhì)采用常規(guī)分析法[20]測定，試驗(yàn)培養(yǎng)土壤和凋落物基本性質(zhì)見表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)共設(shè)置4個(gè)處理：土壤(S，對照)、土壤表面覆蓋凋落物(LS)、土壤添加氮 (NS) 、土壤表面添加氮和凋落物(NLS)，凋落物按照野外采集枝葉比例混合添加。野外采集的土壤樣品，去除碎石根系等雜物，過8 mm篩，置于350 ml注射器中(采用60目尼龍網(wǎng)和玻璃棉鋪墊底部防止土壤顆粒滲漏)，土壤體積為196.35 cm3。根據(jù)土壤容重計(jì)算出所需土壤干重，針葉林為235.62 g，闊葉林為196.35 g。凋落物剪碎成約1 cm碎片后，均勻平鋪于土壤表面。根據(jù)野外單位面積年凋落物現(xiàn)存量[21]來確定凋落物添加量為12.5 g/kg土(以干重計(jì))，3倍添加凋落物為針葉林2.84 g、闊葉林3.87 g。土壤水分條件調(diào)整至60% 飽和持水量(60% WHC)，預(yù)培養(yǎng)20 d。根據(jù)樣地年平均降雨量(1 673.3 mm)計(jì)算淋溶水量，在培養(yǎng)期間，氮以NH4Cl中的N計(jì)，每次淋溶水量為110 ml，培養(yǎng)期間、預(yù)培養(yǎng)后共設(shè)置5次淋溶(第0、60、120、180、220天)。在正式培養(yǎng)的第1天開始第一次淋溶。氮添加量針葉林為18.85 mg、闊葉林為15.71 mg，之后4次淋溶的氮添加量均為針葉林2.36 mg、闊葉林1.96 mg，總施氮量為120 mg/kg。在培養(yǎng)期間，通過稱重法保持土壤水分恒定，根據(jù)培養(yǎng)時(shí)間設(shè)計(jì)每次加水量和加水次數(shù)，共淋溶5次，每次淋溶之后待土壤水分下降至60% WHC以下再行調(diào)整，含水量維持在60% WHC。溫度設(shè)置為25 ℃，為期培養(yǎng)365 d。培養(yǎng)結(jié)束后，一部分全土壤測定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、游離氨基酸；其余的土壤進(jìn)行物理分級，得到的各粒徑土壤用于測定水解氨基酸總量。

表1 試驗(yàn)土壤和凋落物基本性質(zhì)

注：表中小寫字母不同表示不同林分土壤樣品之間差異顯著(<0.05)，大寫字母不同表示不同林分凋落物樣品間差異顯著(<0.05)。數(shù)值為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(=3)，下同。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 土壤分級 將培養(yǎng)結(jié)束后的土壤進(jìn)行物理分級，方法如圖1所示[22-23]，即將自然風(fēng)干后的全土壤進(jìn)行干篩、超聲分散、濕篩、離心得到相應(yīng)粒徑的土壤顆粒。分級結(jié)束后，將各粒徑土壤樣品進(jìn)行冷凍干燥，裝入自封袋，置于干燥器存放，便于進(jìn)一步分析。

1.3.2 測定方法 培養(yǎng)前的土壤含水量用烘干法測定；土壤容重和飽和持水量用環(huán)刀法測定；土壤全碳、全氮含量用碳氮元素分析儀(Elemantar vario MAX CN，德國)測定；土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮采用0.5 mol/L K2SO4(水土質(zhì)量比為 5︰1)浸提，振蕩30 min (250 r/min)，離心10 min(4 000 r/min)，過濾后連續(xù)流動(dòng)分析儀(SKALAR SAN++，荷蘭)測定；游離氨基酸用茚三酮比色法測定[24]。培養(yǎng)結(jié)束后，對土壤進(jìn)行物理分級的各個(gè)粒徑土壤水解氨基酸用6 mol/L HCl在105 ℃下水解24 h后，pH調(diào)至中性，用茚三酮比色法測定。

圖1 土壤物理分級方案

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016和Origin 9.0軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和作圖，運(yùn)用SPSS 24.0通過單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著性差異法(LSD)分析各指標(biāo)在處理間的差異顯著性(α=0.05)，運(yùn)用雙因素方差分析(two-way ANOVA)統(tǒng)計(jì)凋落物和施氮及其交互作用對各指標(biāo)的影響，運(yùn)用三因素方差分析(three way ANOVA)統(tǒng)計(jì)氮、凋落物及土壤物理分級組分三者交互作用對土壤水解氨基酸的影響。所有數(shù)據(jù)均為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。

2 結(jié)果與分析

2.1 凋落物和氮添加對兩種林型土壤可溶性氮的影響

由圖2A可知，與S比較，NS處理針葉林土壤銨態(tài)氮含量顯著降低了18.4%，硝態(tài)氮含量顯著上升39.2%，游離氨基酸含量僅降低8.1%；與LS處理相比，NLS處理銨態(tài)氮含量降低了10.8%，而硝態(tài)氮含量顯著升高33.3%，游離氨基酸含量顯著降低12.0%。方差分析(表2)顯示，對于針葉林土壤，僅氮添加對銨態(tài)氮和硝態(tài)氮有顯著影響(<0.01)。

(圖中小寫字母不同表示處理間差異顯著(P<0.05))

對于闊葉林土壤(圖2B)，與S處理相比，LS處理銨態(tài)氮含量增加16.1%，而硝態(tài)氮含量顯著降低38.4%，游離氨基酸含量顯著增加13.1%；與NS相比，NLS處理的硝態(tài)氮含量顯著降低19%。NS處理較S處理銨態(tài)氮含量顯著增加18.1%，游離氨基酸含量增加10.2%；與LS處理比較，NLS處理硝態(tài)氮含量顯著增加35.6%。方差分析(表2)顯示，氮、凋落物添加及其交互作用在闊葉林土壤僅對硝態(tài)氮的影響顯著(<0.05)。

表2 氮和凋落物添加對針葉林、闊葉林中不同可溶性氮的雙因素方差分析

注：N表示氮添加；L表示凋落物添加。<0.01表示因素對不同可溶性氮的影響顯著，ns表示因素對不同可溶性氮的影響不顯著。

2.2 凋落物和氮添加對兩種林型土壤不同粒徑質(zhì)量分配的影響

對土壤進(jìn)行物理分級，回收率為95%，分級發(fā)現(xiàn)>2 000 μm、2 000 ～ 250 μm和53 ～ 20 μm組分分配比例最高，均超過20%，且兩個(gè)林分土壤的各粒徑分布比例差異顯著(表3)。在凋落物添加的情況下，氮添加降低針葉林土壤 >2 000 μm，增加53 ～ 20 μm和 <2 μm組分比例；氮添加增加闊葉林土壤2 000 ～ 250 μm，降低20 ～ 2 μm組分比例；與S處理比較，NS降低闊葉林土壤 <2 μm比例。

2.3 凋落物和氮添加對兩種林型土壤不同粒徑水解氨基酸的影響

由圖3可知，與S處理相比，針葉林中添加凋落物的LS處理分別顯著增加土壤粒徑組分2 000 ～ 250 μm、20 ～ 2 μm、<2 μm水解氨基酸含量24.2%、31.4% 和60%，分別顯著降低250 ～ 53 μm、53 ～ 20 μm組分水解氨基酸含量48.5%、23.8%；與NS相比，NLS處理分別顯著降低全土、250 ～ 53 μm、53 ～ 20 μm、20 ～ 2 μm水解氨基酸含量53.8%、50.3%、41.9% 和38.1%，分別顯著增加土壤組分>2 000 μm、<2 μm 水解氨基酸含量126.2% 和45.8%。全土中，NS處理水解氨基酸含量最高，較S處理顯著增加了57.3%；在土壤粒徑組分2 000 ～ 250 μm和20 ～ 2 μm則分別顯著增加50.9% 和81.7%；然而，>2 000 μm、250 ～ 53 μm和<2 μm中分別顯著降低29.6%、39.3% 和38.9%。與LS處理相比，全土NLS處理水解氨基酸含量顯著降低30.8%；在土壤組分250 ～ 53 μm、53 ～ 20 μm、<2 μm分別顯著降低41.3%、28.1%、44.3%；而對于>2 000 μm則顯著增加59.4%。

表3 針葉林和闊葉林不同處理土壤各粒徑顆粒比例(%)

注：表中大寫字母不同表示同一土壤粒徑組分不同處理間差異顯著(<0.05)，小寫字母不同表示同一處理土壤不同粒徑組分間差異顯著(<0.05)。

(圖中大寫字母不同表示同一土壤粒徑組分不同處理間差異顯著(P<0.05)，小寫字母不同表示同一處理不同土壤粒徑組分間差異顯著(P<0.05)，下圖同)

由圖4可以看出，闊葉林中添加凋落物L(fēng)S處理與S處理相比，2 000 ～ 250 μm、<2 μm粒徑組分顯著下降76.8%、86.2%，其余組分則顯著增加25.4% ～ 210.1%；與NS相比較，NLS處理顯著增加全土水解氨基酸106.1%，除>2 000 μm和250 ～ 53 μm外各個(gè)粒徑組分均顯著降低。與S處理相比，全土、2 000 ～ 250 μm和<2 μm的水解氨基酸在NS處理分別顯著下降34.3%、12.2% 和33.2%；而>2 000 μm、53 ～ 20 μm、20 ～ 2 μm組分分別顯著上升49.2%、230.5%和68.5%。與LS相比，NLS處理水解氨基酸在全土、>2 000 μm、2 000 ～ 250 μm顯著增加23.1%、33.4%和38.6%；而在250 ～ 53 μm、53 ～ 20 μm、20 ～ 2 μm分別顯著下降65.3%、25% 和52.5%。方差分析(表4)顯示，只有氮添加的影響不顯著，只因氮對各粒徑組分影響趨勢不同造成的。

圖4 不同處理?xiàng)l件下闊葉林土壤物理組分水解氨基酸含量

表4 氮和凋落物添加對針葉林和闊葉林土壤水解氨基酸的三因素方差分析

注：N表示氮添加，L表示凋落物添加，F(xiàn)表示土壤物理組分；<0.01表示因素對土壤水解氨基酸的影響顯著，ns 表示因素影響不顯著。

3 討論

3.1 凋落物添加對土壤氮及水解氨基酸的影響

本研究發(fā)現(xiàn)凋落物添加僅對闊葉林土壤有顯著影響。研究顯示，凋落物中的可溶性物質(zhì)可以作為土壤礦物質(zhì)氮素的源和庫[25]，是養(yǎng)分歸還土壤最主要的途徑，故凋落物對于氮素的動(dòng)態(tài)[26]以及土壤有機(jī)質(zhì)分解和微生物活性[27]等過程有著重要的影響。本研究中，闊葉林土壤中凋落物添加降低土壤硝態(tài)氮，一方面可能是闊葉林土壤較高的可溶性有機(jī)碳，固定更多的硝態(tài)氮[10, 28]；另一方面可能主要與可礦化的水解氨基酸降低有關(guān)，且主要與水解氨基酸含量最高的2 000 ～ 250 μm，和<2 μm粒徑組分有關(guān)。有研究認(rèn)為MAOM不是土壤中微生物的主要氮來源[11]，但本研究中凋落物對水解氨基酸影響的差異性說明闊葉林土壤MAOM氮是可以礦化的。雖然碳添加也降低針葉林土壤無機(jī)氮[28]，但針葉林凋落物分解較慢，釋放較少的碳不足以影響針葉林土壤無機(jī)氮。相似的研究表明，凋落物分解促進(jìn)闊葉林總硝態(tài)氮固定，但對針葉林沒有影響[10]。針葉林凋落物對水解氨基酸的影響主要從2 000 ～ 250 μm粒徑組分開始，有的粒徑組分增加，有的降低，且針闊葉林土壤粒徑組分變化規(guī)律相反。雖然氨基酸可快速參與氮循環(huán)，是潛在的快速氮供應(yīng)庫[29]，但其對微生物的可達(dá)性和解聚性控制著土壤系統(tǒng)中氮的循環(huán)過程[30]以及氮供應(yīng)或長期氮儲存。而針葉林土壤不同粒徑組分水解氨基酸對凋落物添加不一致的響應(yīng)，可能導(dǎo)致其凋落物對土壤無機(jī)氮整體影響不顯著。

3.2 氮添加對土壤氮及水解氨基酸的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，氮添加促進(jìn)硝化作用而降低針葉林土壤銨態(tài)氮，這與氮沉降顯著提高了凈硝化速率[31]的結(jié)果一致。但是Zhao等[32]研究顯示銨態(tài)氮添加并沒有增加酸性森林土壤硝化作用。這與在本研究過程中因淋溶損失了大量硝態(tài)氮，而氨氮添加后又有利于硝化作用有關(guān)。有研究指出，氮沉降處理產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)促進(jìn)了土壤有機(jī)物的礦化，加速土壤養(yǎng)分的釋放[33]。水解氨基酸可表示氮礦化潛勢[34]，NS處理提高針葉林全土壤水解氨基酸含量，表明可礦化氮增加，從而推動(dòng)土壤硝化。從土壤粒徑組分看，主要是2 000 ～ 250 μm和20 ～ 2 μm粒徑的貢獻(xiàn)，其他粒徑組分的水解氨基酸降低。由于在酸性針葉林土壤異養(yǎng)硝化是NO3–-N產(chǎn)生主要機(jī)理，而闊葉林不是[35]；雖然針葉林土壤游離氨基酸氮量較低，但可以通過異養(yǎng)硝化提高硝態(tài)氮含量[36]。本研究中氮添加僅增加闊葉林土壤銨態(tài)氮含量，可能與碳含量較高對土壤氮的保持增加有關(guān)，而不是硝化作用較弱。因?yàn)橥寥捞颊{(diào)控氮的礦化和固持，有效性碳的增加將有利于微生物對不同形態(tài)氮的吸收同化[37]，導(dǎo)致氮儲量的增加[38]。同時(shí)，闊葉林土壤較高的多酚含量可能會(huì)抑制微生物的活性，降低土壤礦化速率[39]，氮添加降低可礦化的水解氨基酸，且主要表現(xiàn)在含量最高的2 000 ～ 250 μm和<2 μm粒徑，對全土的變化起著決定性作用。

3.3 凋落物及氮添加對土壤水解氨基酸的影響

本研究發(fā)現(xiàn)，相比較于LS處理，NLS處理促進(jìn)針葉林土壤硝化。在森林生態(tài)系統(tǒng)中氮沉降首先與凋落物發(fā)生作用[40]，然后影響土壤，Wang等[41]發(fā)現(xiàn)無機(jī)氮或有機(jī)氮都促進(jìn)闊葉林凋落物分解，但是有機(jī)氮和混合氮促進(jìn)了針葉林凋落物分解。因此，凋落物的存在將調(diào)節(jié)氮添加對土壤的影響；氮添加加速了凋落物的分解[42-43]，產(chǎn)生更多的可溶性碳推動(dòng)針葉林土壤異養(yǎng)硝化作用。有研究指出植被類型會(huì)影響激發(fā)效應(yīng)的強(qiáng)度[44]，而氮添加可起到增強(qiáng)激發(fā)效應(yīng)的作用。例如，Chen等[33]就指出，同時(shí)添加蔗糖和無機(jī)氮造成的激發(fā)效應(yīng)，顯著高于單獨(dú)添加蔗糖造成的激發(fā)效應(yīng)。Zhang等[29]報(bào)道無機(jī)氮加速了新合成的氨基酸的快速分解，抑制了原有氨基酸的礦化。本研究發(fā)現(xiàn)在有凋落物情況下，氮添加降低針闊葉林土壤<250 μm粒徑水解氨基酸，可能抑制了<250 μm粒徑惰性氮的活化。因此，土壤氮對氮添加和凋落物處理響應(yīng)的差異可能就是可礦化氮在不同土壤粒徑響應(yīng)差異造成的。

4 結(jié)論

研究發(fā)現(xiàn)，可以通過加強(qiáng)對土壤各粒徑組分水解氨基酸變化機(jī)理研究，來深入分析凋落物和氮添加對針葉林和闊葉林土壤氮的不同影響。淋溶試驗(yàn)表明，野外自然條件下，開展針、闊葉林土壤氮的變化、相互影響、補(bǔ)償機(jī)理研究，降雨作為影響因素，值得關(guān)注。同時(shí)本研究結(jié)果可為地力維持和亞熱帶林分科學(xué)經(jīng)營提供參考。

[1] Niu S L, Classen A T, Dukes J S, et al. Global patterns and substrate-based mechanisms of the terrestrial nitrogen cycle[J]. Ecology Letters, 2016, 19(6): 697–709.

[2] Chen J G, Xiao W, Zheng C Y, et al. Nitrogen addition has contrasting effects on particulate and mineral-associated soil organic carbon in a subtropical forest[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2020, 142: 107708.

[3] Fan K K, Delgado-Baquerizo M, Guo X S, et al. Suppressed N fixation and diazotrophs after four decades of fertilization[J]. Microbiome, 2019, 7(1): 143.

[4] 武星魁, 施衛(wèi)明, 徐永輝, 等. 長期不同化肥氮用量對設(shè)施菜地土壤氮素礦化和硝化作用的影響[J]. 土壤, 2021, 53(6): 1160–1166.

[5] Warren C R. Organic N molecules in the soil solution: What is known, what is unknown and the path forwards[J]. Plant and Soil, 2014, 375(1/2): 1–19.

[6] Lü H J, He H B, Zhao J S, et al. Dynamics of fertilizer-derived organic nitrogen fractions in an arable soil during a growing season[J]. Plant and Soil, 2013, 373(1/2): 595–607.

[7] Miao R H, Ma J, Liu Y Z, et al. Variability of aboveground litter inputs alters soil carbon and nitrogen in a coniferous–broadleaf mixed forest of central China[J]. Forests, 2019, 10(2): 188.

[8] Xu S, Liu L L, Sayer E J. Variability of above-ground litter inputs alters soil physicochemical and biological processes: A meta-analysis of litterfall-manipulation experiments[J]. Biogeosciences, 2013, 10(11): 7423–7433.

[9] 吳君君. 人工針葉林生態(tài)系統(tǒng)凋落物輸入調(diào)控對土壤有機(jī)碳動(dòng)態(tài)和穩(wěn)定性的影響[D]. 武漢: 中國科學(xué)院武漢植物園, 2017.

[10] Cheng Y, Wang J, Zhang J B, et al. The mechanisms behind reduced NH4+and NO3?accumulation due to litter decomposition in the acidic soil of subtropical forest[J]. Plant and Soil, 2014, 378(1/2): 295–308.

[11] Sayer E J, Baxendale C, Birkett A J, et al. Altered litter inputs modify carbon and nitrogen storage in soil organic matter in a lowland tropical forest[J]. Biogeochemistry, 2021, 156(1): 115–130.

[12] Cheng Y, Wang J, Wang J Y, et al. The quality and quantity of exogenous organic carbon input control microbial NO3–immobilization: A meta-analysis[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 115: 357–363.

[13] Yu Z P, Huang Z Q, Wang M H, et al. Nitrogen addition enhances home-field advantage during litter decomposition in subtropical forest plantations[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 90: 188–196.

[14] Huang X L, Chen J Z, Wang D, et al. Simulated atmospheric nitrogen deposition inhibited the leaf litter decomposition ofH. W. Li in Southwest China[J]. Scientific Reports, 2021, 11: 1748.

[15] Gill A L, Schilling J, Hobbie S E. Experimental nitrogen fertilisation globally accelerates, then slows decomposition of leaf litter[J]. Ecology Letters, 2021, 24(4): 802–811.

[16] Kiikkil? O, Kitunen V, Smolander A. Properties of dissolved organic matter derived from silver birch and Norway spruce stands: Degradability combined with chemical characteristics[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2011, 43(2): 421–430.

[17] Lavallee J M, Soong J L, Cotrufo M F. Conceptualizing soil organic matter into particulate and mineral-associated forms to address global change in the 21st century[J]. Global Change Biology, 2020, 26(1): 261–273.

[18] Cotrufo M F, Ranalli M G, Haddix M L, et al. Soil carbon storage informed by particulate and mineral-associated organic matter[J]. Nature Geoscience, 2019, 12(12): 989–994.

[19] 林偉, 馬紅亮, 裴廣廷, 等. 氮添加對亞熱森林土壤有機(jī)碳氮組分的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2016, 29(1): 67–76.

[20] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[21] 馬書國, 楊玉盛, 謝錦升, 等. 亞熱帶6種老齡天然林及杉木人工林的枯落物持水性能[J]. 亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報(bào), 2010, 5(2): 31–38.

[22] Hemkemeyer M, Christensen B T, Martens R, et al. Soil particle size fractions harbour distinct microbial communities and differ in potential for microbial mineralisation of organic pollutants[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 90: 255–265.

[23] Zhang Q, Liang G Q, Myrold D D, et al. Variable responses of ammonia oxidizers across soil particle-size fractions affect nitrification in a long-term fertilizer experiment[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2017, 105: 25–36.

[24] Moore S, Stein W H. A modified ninhydrin reagent for the photometric determination of amino acids and related compounds[J]. Journal of Biological Chemistry, 1954, 211(2): 907–913.

[25] 馬紅亮, 閆聰微, 高人, 等. 林下凋落物去除與施氮對針葉林和闊葉林土壤氮的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2013, 26(12): 1316–1324.

[26] Zhou W J, Sha L Q, Schaefer D A, et al. Direct effects of litter decomposition on soil dissolved organic carbon and nitrogen in a tropical rainforest[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 81: 255–258.

[27] Jiang J, Li Y K, Wang M Z, et al. Litter species traits, but not richness, contribute to carbon and nitrogen dynamics in an alpine meadow on the Tibetan Plateau[J]. Plant and Soil, 2013, 373(1/2): 931–941.

[28] Ma H L, Yin Y F, Gao R, et al. Response of nitrogen transformation to glucose additions in soils at two subtropical forest types subjected to simulated nitrogen deposition[J]. Journal of Soils and Sediments, 2019, 19(5): 2166–2175.

[29] Zhang W, Liang C, Kao-Kniffin J, et al. Differentiating the mineralization dynamics of the originally present and newly synthesized amino acids in soil amended with available carbon and nitrogen substrates[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2015, 85: 162–169.

[30] Nannipieri P, Eldor P. The chemical and functional characterization of soil N and its biotic components[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2009, 41(12): 2357–2369.

[31] Cheng Y, Wang J, Chang S X, et al. Nitrogen deposition affects both net and gross soil nitrogen transformations in forest ecosystems: A review[J]. Environmental Pollution, 2019, 244: 608–616.

[32] Zhao W, Cai Z C, Xu Z H. Does ammonium-based N addition influence nitrification and acidification in humid subtropical soils of China? [J]. Plant and Soil, 2007, 297(1/2): 213–221.

[33] Chen R R, Senbayram M, Blagodatsky S, et al. Soil C and N availability determine the priming effect: Microbial N mining and stoichiometric decomposition theories[J]. Global Change Biology, 2014, 20(7): 2356–2367.

[34] Li L L, Li S T. Nitrogen mineralization from animal manures and its relation to organic N fractions[J]. Journal of Integrative Agriculture, 2014, 13(9): 2040–2048.

[36] Zhang J B, Sun W J, Zhong W H, et al. The substrate is an important factor in controlling the significance of heterotrophic nitrification in acidic forest soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 76: 143–148.

[37] Burke I C, Bontti E E, Barrett J E, et al. Impact of labile and recalcitrant carbon treatments on available nitrogen and plant communities in a semiarid ecosystem[J]. Ecological Applications, 2013, 23(3): 537–545.

[38] Sheng W P, Yu G R, Fang H J, et al. Sinks for inorganic nitrogen deposition in forest ecosystems with low and high nitrogen deposition in China[J]. PLoS One, 2014, 9(2): e89322.

[39] Smolander A, Kanerva S, Adamczyk B, et al. Nitrogen transformations in boreal forest soils—does composition of plant secondary compounds give any explanations? [J]. Plant and Soil, 2012, 350(1/2): 1–26.

[40] Hatton P J, Castanha C, Torn M S, et al. Litter type control on soil C and N stabilization dynamics in a temperate forest[J]. Global Change Biology, 2015, 21(3): 1358–1367.

[41] Wang C Y, Han G M, Jia Y, et al. Response of litter decomposition and related soil enzyme activities to different forms of nitrogen fertilization in a subtropical forest[J]. Ecological Research, 2011, 26(3): 505–513.

[42] 郭綺雯, 段文標(biāo), 陳立新, 等. 模擬凋落物添加與氮磷沉降對紅松凋落物生態(tài)化學(xué)計(jì)量特征的影響[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2021, 27(7): 1222–1233.

[43] 郭綺雯, 段文標(biāo), 劉玉萍, 等. 凋落物添加和模擬氮磷沉降對紅松凋落物木質(zhì)素降解和碳釋放的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2021, 41(16): 6621–6632.

[44] Zhu B, Gutknecht J L M, Herman D J, et al. Rhizosphere priming effects on soil carbon and nitrogen mineralization[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2014, 76: 183–192.

Effects of Litter and Nitrogen Addition on Soil Nitrogen and Hydrolyzed Amino Acids Under Coniferous and Broad-leaved Forest

LIAO Congmei1,2, WANG Mengsi1,2, MA Hongliang1,2*, GAO Ren1,2, YIN Yunfeng1,2

(1 State Key Laboratory for Subtropical Mountain Ecology of the Ministry of Science and Technology and Fujian Province, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China; 2 School of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China)

In order to explore the effect of litter on forest soil nitrogen and the regulation of nitrogen deposition in the subtropical natural broad-leaved forest and artificial coniferous forest, a simulated leaching experiment was conducted for one year, in which four treatments were designed: soil (control), soil with litter addition (3 times litter addition), soil with nitrogen addition (120 mg/kg), and soil with both litter and nitrogen addition (3 times litter addition and N 120 mg/kg), and then soil soluble nitrogen in bulk soil and soil hydrolysis amino acid in different size soil fractions were analyzed. The results showed that compared with control, the addition of broad-leaved forest litter increased soil ammonium nitrogen and free amino acids, but reduced nitrate nitrogen. Nitrogen addition reduced ammonia nitrogen and increased nitrate nitrogen in coniferous forest soil, but increased ammonium nitrogen and free amino acids in broad-leaved forest soil. In the presence of litter, nitrogen addition significantly increased nitrate nitrogen in broad-leaved soil. The proportions of different size soil fractions were found quite different. Nitrogen addition tended to reduce the proportion of the large fractions and increase that of small fractions for coniferous forest soil, which was inverse for broad-leaved forest soils. The addition of coniferous forest litter significantly increased soil hydrolytic amino acid contents in 2 000–250 μm, 20–2 μm and <2 μm soil fractions. Nitrogen addition increased hydrolytic amino acids in bulk soil, 2 000–250 μm and 20–2 μm soil fractions for conifer forest. However, the presence of litter or nitrogen addition, nitrogen addition or litter significantly reduced hydrolyzed amino acids in bulk soil, 250–53 μm, 53–20 μm soil fractions, meanwhile the effects of litter and nitrogen addition on hydrolytic amino acids were primarily inverse for broad-leaved forest soils. In conclusion, the responses of hydrolytic amino acids (as mineralized nitrogen) in different size soil fractions are different to the litter and nitrogen addition, thus, it is a potential indicator to reveal the changes of soluble nitrogen in coniferous and broad-leaved forests.

Forest soil; Soluble nitrogen; Hydrolyzed amino acid; Physical classification

S714

A

10.13758/j.cnki.tr.2022.04.008

廖從梅, 王夢思, 馬紅亮, 等. 凋落物及氮添加對針闊葉林土壤氮和水解氨基酸的影響. 土壤, 2022, 54(4): 715–722.

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31770659)和福建省公益類科研院所專項(xiàng)(2020R1002005)資助。

(mhl936@163.com)

廖從梅(1994—)，女，廣西梧州人，碩士研究生，主要從事森林生態(tài)系統(tǒng)土壤碳氮循環(huán)研究。E-mail: 1318442197@qq.com