氮添加對秦嶺華山松撫育間伐剩余物分解的影響

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 a林學院，b資源環(huán)境學院，陜西 楊凌 712100；2陜西秦嶺森林生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學觀測站，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)這種趨勢還將持續(xù)下去[1-2]。氮沉降的不斷增加會導致生態(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，進而對生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能產(chǎn)生影響[3]。

在營林工作中，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，促進林木生長，達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)營過程中形成的除標準木材以外的部分，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，氮添加對針葉林凋落物的分解有促進作用。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)，少量的氮沉降會促進季風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)，模擬氮沉降對凋落物分解無明顯影響；另外，韓雪等[13]在北京西山林場研究發(fā)現(xiàn)，不同水平氮沉降均對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，是一個大尺度、復合性的生態(tài)過渡帶，是我國生態(tài)環(huán)境保護與建設的一道綠色屏障[14]。華山松(Pinusarmandi)是秦嶺地區(qū)主要成林樹種之一。為此，本試驗以秦嶺地區(qū)華山松林為研究對象，采用尼龍分解袋法，研究氮添加對華山松撫育間伐剩余物分解的影響，這對于預測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)華山松林的保護和可持續(xù)經(jīng)營提供科學依據(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區(qū)內(nèi)進行，地理位置為33°41′32″N，107°57′10″E，海拔1 440 m左右。試驗區(qū)氣候?qū)儆诒眮啛釒駶櫦撅L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。試驗區(qū)內(nèi)植物種類豐富，群落結(jié)構(gòu)復雜。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 樣地設置 于2019年4月在秦嶺中段南坡的陜西觀音山國家級自然保護區(qū)的試驗區(qū)內(nèi)設置3塊長期沒有人為干擾的、具有代表性的20 m×20 m的華山松林樣地，每塊樣地內(nèi)再設置16個1 m×1 m的小樣方，共48個小樣方，每個小樣方間留有約1 m的緩沖帶，防止不同氮添加處理間相互干擾。

1.2.2 試驗設計 2019年4月初，在當?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)，帶回實驗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、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；上面孔徑設置為2 mm，以方便土壤微生物和小型動物進出)。放置前隨機取分解袋5袋，測定撫育間伐剩余物樣品初始質(zhì)量和化學性質(zhì)，其有機碳含量為(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個小樣方內(nèi)各放置6個分解袋，3塊樣地共放置撫育間伐剩余物分解袋288個。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長的鋼釘固定。

所設樣地位于秦嶺南坡，遠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)和文獻中氮添加的設置方式[15]，每塊樣地設置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5個添加水平，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))為對照(CK)，共計16個氮處理，每塊樣地的每個小樣方對應一個處理，為1個重復，3塊樣地共3次重復。將計算好質(zhì)量的3種氮素分別溶解到蒸餾水中，在每個小樣方上方50 cm高度用手持式噴霧器均勻噴灑溶液于凋落袋的表面，為排除水分對試驗的影響，對照組小樣方噴灑等量的蒸餾水，每3個月噴灑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個月每月收集1次，即2019年6，7，8月底收集；隨后是每2個月收集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個分解袋，即每個處理收集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，在實驗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成分的測定 將撫育間伐剩余物烘干稱質(zhì)量后，用植物粉碎機粉碎，測定干物質(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)指標計算 (1)撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率(MR)[17]。計算公式如下：

MR=Mt/M0×100%。

式中：Mt為撫育間伐剩余物在t時刻的殘留質(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為時間(a)。

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

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次取樣時纖維素或木質(zhì)素含量(g/kg)，Mi為第i次取樣時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)對各處理之間差異顯著性進行分析；多重比較采用最小顯著差異法(LSD)，顯著性水平為α=0.05；采用重復測量方差分析法(repeated measures data ANOVA)分析整個分解過程中N處理間是否有顯著差異；用Excel對整個分解過程的平均C/N值與分解系數(shù)進行線性回歸分析。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 氮添加對華山松撫育間伐剩余物質(zhì)量殘留率的影響

氮添加對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處理促進了撫育間伐剩余物的分解，分解12個月時，與對照組(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個月時，與對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處理促進了撫育間伐剩余物的分解，分解12個月時，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個月時，與CK相比質(zhì)量殘留率提高了1.27%。添加NaNO3的N1和N2處理促進了撫育間伐剩余物的分解，分解12個月時，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個月時，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個月?lián)嵊g伐剩余物分解速率差異不顯著(P>0.05)，從第5個月開始達到顯著性差異(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)量殘留率隨分解時間呈顯著負指數(shù)關(guān)系。利用Olson負指數(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。當銨態(tài)氮添加量高于5.0 g/(m2·a)時，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。當硝態(tài)氮添加量高于2.5 g/(m2·a)時，氮添加水平越高，抑制分解的作用越強。

16種氮添加處理中，2.5 g/(m2·a)混合態(tài)氮添加促進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)為隨降解時間增加呈先升高后降低的趨勢。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?shù)砑铀降陀?.0 g/(m2·a)時，促進纖維素的降解；當?shù)砑铀綖?.0 g/(m2·a)和10.0 g/(m2·a)時，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?shù)砑铀降陀?0.0 g/(m2·a)時，促進纖維素的降解；當?shù)砑铀綖?0.0 g/(m2·a)時，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?shù)砑铀降陀?0.0 g/(m2·a)時，促進纖維素的降解；當?shù)砑铀綖?0.0 g/(m2·a)時，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纖維素的降解，添加水平高則會抑制纖維素的降解；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顯著性差異(P<0.05)。

2.3 氮添加對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)為隨降解時間增加呈先升高后降低的趨勢。不同水平的銨態(tài)氮(NH4Cl)處理均可促進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，符合元素的淋溶釋放模式；不同降解時間下，各水平氮添加處理對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元素含量隨分解時間推進均總體上呈增加趨勢，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個月時C/N值降低較快，之后下降變緩(表4)。

表2 氮添加對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%。說明當銨態(tài)氮添加量≤5.0 g/(m2·a)時，降低了撫育間伐剩余物的C/N值；而當銨態(tài)氮添加量在10.0 g/(m2·a)時，提高了撫育間伐剩余物的C/N值。混合態(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%。說明當硝態(tài)氮添加量≤5.0 g/(m2·a)時，降低了撫育間伐剩余物的C/N值；當添加量為10.0 g/(m2·a)時，提高了撫育間伐剩余物的C/N值。方差分析結(jié)果表明，當硝態(tài)氮添加量為10.0 g/(m2·a)時，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

對各氮處理撫育間伐剩余物在整個分解過程的平均C/N值與分解系數(shù)關(guān)系進行回歸分析，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氮添加的響應

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含量相對不足(即C/N高)，會限制微生物的生長和發(fā)育，進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]。大氣氮沉降進入森林地表，通過影響植物對土壤中養(yǎng)分的吸收，引起凋落物中氮元素含量的變化，進而改變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，從而促進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，總的趨勢是低水平促進分解，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到一定程度，會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，高氮沉降促進了凋落物的分解，如Hobbie等[33]對夏威夷森林研究得出，氮沉降水平在50和150 kg/(hm2·a)對凋落物分解有一定的促進作用；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)和研究時間長短及研究區(qū)域、樹種等因素的不同，導致出現(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)素降解對氮添加的響應

纖維素由長鏈葡萄糖分子構(gòu)成，結(jié)構(gòu)相對簡單，降解相對較快；木質(zhì)素由結(jié)構(gòu)復雜、穩(wěn)定、多樣的無定型三維體型大分子構(gòu)成，降解相對較慢[40]。本研究中，氮添加水平低于5.0 g/(m2·a)時促進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ξ⑸锘顒拥南拗疲瑥亩龠M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，進而促進了纖維素的降解[41-42]。當?shù)砑铀礁哂?.0 g/(m2·a)時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)素殘留率均低于對照，說明氮添加促進了撫育間伐剩余物木質(zhì)素的降解。這可能是由于N的少量輸入會增加土壤表層多酚氧化酶的活性，進而加快木質(zhì)素的降解[44]。由于大氣氮沉降的長期性和持續(xù)性對森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能的影響是非常復雜的，要想深入了解氮沉降對華山松撫育間伐剩余物分解的影響還需進一步研究。

4 結(jié) 論

1)隨著分解時間的延長，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)呈負相關(guān)關(guān)系。

2)氮添加對華山松撫育間伐剩余物的影響總體趨勢是低水平促進分解，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)時對華山松撫育間伐剩余物的分解起促進作用，分別高于2.5，5.0和1.25 g/(m2·a)時對分解有抑制作用。說明不同形態(tài)氮添加對撫育間伐剩余物分解的效應都存在一個拐點，這個拐點的確定還需要后續(xù)進一步研究。

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