黃土丘陵區退耕地土壤可溶性氮組分季節變化與水熱關系

趙路紅,李昌珍,康 迪,任成杰,韓新輝,佟小剛,馮永忠,*

1 西北農林科技大學林學院,楊凌 712100 2 陜西省循環農業工程技術研究中心,楊凌 712100 3 西北農林科技大學農學院,楊凌 712100 4 西北農林科技大學資源環境學院,楊凌 712100

黃土丘陵地區的植被恢復能有效防治土壤侵蝕,改善生態環境。植被恢復影響了土壤內部及植物群落之間養分元素流動狀況,引起植被恢復類型間土壤氮組分分布的差異。土壤中氮素總量及各組分氮與植物生長有著密切的關系[1],其中土壤可溶性氮組分對土壤氮素的礦化、固持、淋洗和植物吸收等過程均有著不同程度的影響[2],并且其自身的高流動性關系到土壤深層氮素的固存以及養分流失,甚至影響著整個生態系統的生產力與可持續性[3- 4]。目前,我國學者在退耕還林對土壤氮素的影響方面做了大量的研究,安韶山等人[5]認為植被恢復顯著提高了土壤全氮含量和速效氮,且與恢復年限、植物群落組成相關[6],植被恢復類型能顯著影響土壤各形態氮素的含量及所占比例[1],另外,部分學者還發現人工林植被恢復能提高土壤微生物氮含量[7],且不同恢復模式的影響也存在差異[8- 9]。以往研究多數集中在全氮、硝態氮和微生物氮上,并且大部分在對比不同植被或林地間的差異,然而有學者認為季節間無機氮的差異遠大于植被類型間的差異[10- 11],銨態氮、硝態氮等可溶性氮組分數量雖少,但卻是森林土壤生態系統中最易耗竭和限制植物生長的氮素形態[12],受外界環境的影響變化大,不同形態間轉化關系復雜,動態變化和林木生長關系密切。為此本研究選擇黃土丘陵地區三種典型的植被恢復樣地,同時以鄰近坡耕地為對照,研究不同退耕地可溶性氮組分的季節變化,同時結合土壤水熱變化,探究可溶性氮組分動態與水熱的關系,對于揭示植被恢復在協調土壤氮素供應方面的作用和探究森林土壤氮循環機制,指導植被恢復措施的實施具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于陜西省國家退耕還林示范縣安塞縣境內(108°5′44″—109°26′18″E,36°30′45″—37°19′31″N),屬暖溫帶大陸性半干旱季風氣候,年平均氣溫8.8℃,年平均降水量505.3 mm,干燥度1.48,年日照時數2395.6 h,無霜期158 d,年總輻射量552.6 kJ/cm2。地貌類型屬典型黃土丘陵溝壑區,海拔1010—1400 m。土壤以黃土母質發育的黃綿土為主,約占總面積的95%。植被類型屬于暖溫帶落葉闊葉林向干旱草原過渡的森林草原帶,是我國西北典型的生態環境脆弱區。該地區實施退耕還林工程以來,種植有不同的喬木林、灌木林、喬木混交林、喬灌混交林及以蘋果為主的經濟林,經過多年人工植被恢復建設和水土保持綜合治理等措施,起到了顯著的生態恢復的效應。

1.2 樣地選取與采樣

于研究區選擇土壤與成土母質類型相同,退耕年限為15 a且均為坡耕地退耕而來(種植作物以蕎麥、小麥、大豆等陜北黃土高原地區常見的糧食作物為主)的刺槐(Robiniapseudoacacia；RP)、檸條(Caraganakorshinskii；CK)、荒草地(Abandoned farmland；AF),同時選擇鄰近坡耕地(Slop farmland；SF)作為對照(表1)。分別于2014年4月份、6月份、8月份和10月份進行采樣。采樣時選擇海拔、坡度、坡向和坡位均相近的樣地,且各樣地間直線距離均未超過2 km,每個樣地內設置3個20 m×20 m的標準采樣區,按照“S”型選取12個采樣點,用土鉆(內徑4.5 cm,高度10 cm)取0—10,10—20,20—30 cm共3個層次的土樣,同層土各采樣點土樣充分混合后作為該土層待測土樣。仔細除去土樣其中植物殘體,置于布袋迅速帶回實驗室待用。同時,每個樣地挖3個剖面,每個剖面每個土層用環刀(100 cm3)取一次土樣測定各土層容重,用于氮組分密度計算。所采土樣一部分自然風干用于pH、有機質、全氮等理化性質的測定,一部分置于-20℃冷凍保存用于土壤可溶性氮、銨態氮和硝態氮的測定。另外,在每個樣地內隨機設置12個1 m×1 m的小樣方,用于收集各樣方內地表凋落物,同時在12小樣方附近用地溫計測量0—30 cm不同土層的溫度。

土壤含水量均是在晴天采集土樣,采用烘干稱重法測定；pH用無CO2水浸提后(水土1∶1)pH計法測定；土壤有機質、凋落物全碳采用重鉻酸鉀外加熱法測定；土壤和凋落物全氮采用凱氏定氮法測定；可溶性全氮用K2SO4浸提,凱氏定氮儀測定；硝態氮、銨態氮用KCl浸提,流動分析儀測定；可溶性有機氮為可溶性全氮與無機氮的差值。

表1 樣地基本特征

RP：刺槐Robiniapseudoacacia；CK：檸條Caraganakorshinskii；AF：荒草地abandoned farmland；SF：耕地slope farmland(SF);硬質早熟禾Poasphondylodes；白羊草Bothriochloaischaemum；狗尾草Setariaviridis；鐵桿蒿Artemisiasacrorum；香青蘭Dracocephalummoldavica；蛇葡萄Ampelopsissinica；蕎麥Fagopyrumesculentum；數據以平均值±標準誤表示

1.3 數據分析

土壤可溶性氮組分密度是指單位面積一定厚度的土層中可溶性氮組分的質量,可以指示土壤氮的儲量。對不同土層土壤氮組分密度以公式(1)計算：

Si=Ci×ρi×Di×100

(1)

式中,Si為第i層土壤可溶性氮組分密度(g/m2)；Ci、ρi、Di分別為第i層土中對應可溶性氮組分氮含量(mg/kg)、土壤容重(g/cm3)、土層厚度(cm)。0—30 cm土層可溶性氮組分密度則為各層土壤氮組分密度之和。

數據處理采用Origin 7.5和SPSS 17.0軟件,不同植被恢復樣地及土層中可溶性有機氮、銨態氮、硝態氮含量和密度采用One-way ANOVA進行方差分析,差異顯著(P<0.05)采用Duncan法進行檢驗?？扇苄缘M分與土壤水熱的關系采用Pearson相關分析。

2 結果與分析

2.1 土壤可溶性氮組分動態變化

2.1.1 土壤礦質氮

整個采樣期間(4—10月份),0—30 cm土壤礦質氮主要以硝態氮的形式存在,其中0—10 cm,土壤硝態氮平均密度介于0.17 g/m2—1.53 g/m2之間,最小值出現在10月份,在4月份出現最大值；10—20 cm土壤硝態氮密度最小值為0.13 g/m2,出現在10月份,而最大值為1.60 g/m2,出現在4月份；20—30 cm土壤硝態氮與10—20 cm規律類似,最小值也出現在10月份(0.13 g/m2),最大值出現在4月份為1.71 g/m2。相比而言,0—30 cm銨態氮隨時間變化幅度較小(圖1),并且不同土層間銨態氮變化不顯著(圖1),0—10 cm銨態氮變化幅度為0.17 —0.58 g/m2,其最小值出現在10月份,最大值在4月份；10—20 cm土壤銨態氮最小值出現在10月份為0.19 g/m2,而8月份則達到最大值0.48 g/m2；20—30 cm銨態氮最小值出現在10月份為0.20 g/m2,最大值出現在4月份為0.74 g/m2。

由圖1可知,整個采樣期間,各樣地0—10 cm土壤硝態氮差異顯著(P<0.05),表現為刺槐>檸條>荒草>耕地,相比耕地,刺槐、檸條和荒草地分別為耕地的2.69—4.70倍、1.62—5.50倍和1.21—1.83倍；10—20 cm土壤硝態氮以刺槐地密度最大,為耕地的1.76—5.17倍,其次為檸條地,相比0—10 cm變化幅度有所減少,為耕地的2.08—3.72倍,荒草更少為耕地的1.03—1.72倍；各樣地20—30 cm土壤硝態氮與10—20 cm相似,整體表現為刺槐最大,為耕地的1.60—4.36倍,其次是檸條為耕地的1.27—1.64倍。然而,在整個采樣期間,各樣地間0—30 cm土層銨態氮變化幅度較小。

圖1 土壤硝態氮、銨態氮動態變化Fig.1 Dynamic change of nitrate nitrogen and ammonium nitrogen in soil

2.1.2 土壤可溶性有機氮

如圖2所示,整個采樣期間(4—10月份),土壤可溶性有機氮變化顯著(P<0.05)。0—10 cm土壤可溶性有機氮整體變化幅度為0.49—2.78 g/m2,其中最小值出現在4月份,最大值出現在10月份；10—20 cm可溶性有機氮最小值也出現在4月份為0.29 g/m2,最大值同樣出現在10月份為2.88 g/m2；而20—30 cm土壤可溶性有機氮整體變化幅度為0.35—2.92 g/m2,4月份和8月份分別達到最小值和最大值。另外,不同植被恢復類型間0—30 cm土壤可溶性有機氮差異顯著(P<0.05),相比耕地,刺槐、檸條和荒草整體分別提升64.2%,30.9%和23.1%。

圖2 土壤可溶性有機氮動態變化Fig.2 Dynamic change of soluble organic nitrogen in soil

2.2 土壤可溶性全氮動態變化

圖3 土壤可溶性全氮動態變化Fig.3 Dynamic change of soil soluble total nitrogen in soil 不同的大寫字母表示同一土層不同樣地在P<0.05水平差異顯著；不同小寫字母表示同一樣地不同采樣時間在P<0.05水平差異顯著；誤差線均為樣本的標準誤

由圖3可知,整個采樣期間,0—30 cm土層土壤可溶性全氮季節變化顯著,且各樣地間差異顯著(P<0.05),整體變化幅度為1.25—3.52 g/m2。刺槐林可溶性全氮密度最大值出現在4月份,為3.52 g/m2,隨季節變化趨勢為先降低(4—6月份)后升高(6—8月份),再降低(8—10月份),6月份達到最小值2.65 g/m2。檸條林地土壤可溶性全氮密度在4月份至10月份逐漸增大,整體變化為2.36—3.28 g/m2?；牟莸嘏c耕地土壤可溶性全氮密度變化趨勢一致,整體表現為先升高后降低的趨勢,最小值出現在4月份分別為2.09 g/m2和1.25 g/m2,最大值出現在6—8月份分別為3.15 g/m2和3.04 g/m2。另外,4月份和10月份各植被恢復類型整體表現為刺槐、檸條林和荒草地土壤可溶性全氮密度高于耕地,而6月份相反,荒草、耕地顯著高于刺槐、檸條林。8月份各植被恢復類型間無顯著差異,但均顯著高于耕地。刺槐、檸條和荒草地在整個采樣期間,植被恢復地可溶性全氮含量相比耕地分別提升32.6%,21.9%和12.9%。

2.3 可溶性氮組分所占比例

圖4顯示,0—30 cm土壤可溶性氮組分以可溶性有機氮為主,占31.0%—85.3%,其次是硝態氮占5.1%—52.1%；銨態氮所占比例最少,為6.4%—21.4%。整個采樣期間,土壤可溶性有機氮從4月份(31.0%—40.9%)至10月份(63.1%—84.4%)逐漸上升；硝態氮所占比例的動態變化趨勢與可溶性有機氮相反,從4月份(43.7%—52.1%)至10月份(7.9%—26.3%)逐漸降低；而銨態氮同樣以4月份(13.8%—21.4%)所占比例最高,但動態變化幅度小。此外,整個采樣期間各樣地0—30 cm土壤硝態氮所占比例整體表現為刺槐和檸條略高于荒草和耕地,可溶性有機氮與硝態氮趨勢相反。

圖4 土壤各可溶性氮組分所占百分比Fig.4 Dynamic change of the ratio of soil soluble nitrogen to total soluble nitrogen in soil

2.4 土壤可溶性氮組分與水熱關系

由圖可知,整個采樣期間,各樣地(除刺槐)0—30 cm硝態氮整體表現為4月份含量最高,至10月份逐漸降低,刺槐林表現在4—6月份硝態氮呈顯著降低趨勢,6—10月份土壤硝態氮呈顯著升高趨勢,各樣地間硝態氮總體表現為刺槐>檸條>荒草>耕地(圖5)；各樣地0—30 cm可溶性有機氮整體表現為4—8月份呈顯著升高趨勢,8—10月份(除檸條)均呈顯著降低趨勢,而檸條林8—10月份呈顯著升高趨勢(圖5)。4—6月份各樣地(除刺槐)土壤可溶性全氮呈顯著升高趨勢,6—8月份刺槐和檸條林地土壤可溶性全氮呈顯著升高趨勢,而荒草和耕地無顯著變化,8—10月份,刺槐和檸條林地可溶性全氮無顯著變化,荒草和耕地可溶性全氮呈顯著降低趨勢(圖5)。

圖5 土壤硝態氮、可溶性有機氮、可溶性全氮和土壤水熱的季度變化(0—30 cm)Fig.5 Dynamic change of soil nitrate nitrogen, organic nitrogen, soluble total nitrogen, moisture and temperature in 0—30 cm soil depth

并且,各樣地土壤含水量也呈顯著季節性變化,整體變化分為兩個部分,變化幅度在3.8%—25.1%。4—6月份,土壤含水量呈不斷降低趨勢,平均含水量從13.4%降低至4.7%；6—10月份土壤含水量呈不斷升高趨勢,平均含水量從4.7%逐漸提高至10.5%(圖5)。整個采樣期間,各退耕地土壤含水量均顯著高于耕地。各樣地土壤溫度隨季節變化趨勢與含水量不同,整體變化幅度在9.2℃—22.8℃。其中4—8月份,荒草和耕地土壤溫度呈不斷升高趨勢,平均溫度從12.26升高至22.6℃,而刺槐和檸條林地土壤溫度從4月份(12.3℃)至6月份(17.6℃)不斷升高,6—8月份林地土壤溫度變化不顯著；隨后8—10月份,四種樣地土壤溫度呈顯著降低趨勢,平均溫度從20.2℃降低至10.5℃(圖5)。

土壤水分、溫度與土壤可溶性氮組分相關性分析如表2所示,硝態氮與土壤含水量呈極顯著正相關關系(P<0.01),可溶性有機氮、可溶性全氮與土壤水分呈極顯著負相關關系(P<0.01)；土壤溫度與水分相反,硝態氮與土壤溫度呈顯著負相關關系(P<0.05),可溶性有機氮、可溶性全氮與土壤溫度呈極顯著正相關關系(P<0.01)。

表2土壤可溶性氮組分與土壤含水量、溫度之間的相關性分析

Table2Correlationcoefficientsofsoilmoisture,soiltemperatureandsoilsolublenitrogeninforestlandswithdifferentvegetationrestorations

相關系數Correlationcoefficients硝態氮Nitratenitrogen可溶性有機氮Soilorganicnitrogen可溶性全氮Soilsolubletotalnitrogen土壤含水量Soilmoisture0．925??-0．902??-0．654??土壤溫度Soiltemperature-0．312?0．480??0．623??

n=48；*表示在0.05水平顯著相關,**表示在0.01水平極顯著相關

3 討論

3.1 植被恢復對土壤可溶性氮組分的影響

在整個采樣期間,不同樣地土壤可溶性氮組分的差異顯著。其中刺槐、檸條林和荒草0—30 cm土壤硝態氮平均為耕地的3.42倍、2.54倍和1.26倍,銨態氮平均為耕地的1.71倍、1.37倍和1.30倍,可溶性有機氮約為1.64倍、1.31倍和1.23倍。這是因為植被的覆蓋,改善了土壤微環境[13- 14],凋落物在樣地上積累和分解,增加了土壤有機質、全氮(表1),增加了土壤可溶性氮的來源。同時,植物根系分泌物中的有機酸類物質又能加速土壤難溶性物質向可利用性(可溶性)轉化,提高土壤氮轉化能力[15]。刺槐、檸條林均屬于固氮樹種,土壤氮礦化作用優于荒草地,土壤礦質氮含量高,而荒草地土壤粘粒含量低(表1),粘粒結合的有機質含量低,不利于土壤氮的轉化[16]。雖然檸條地土壤全氮含量最高,但土壤C/N卻與其他幾個樣地無顯著差異,土壤中氮大部分以難溶的有機態形式存在,并且活性氮組分大部分被微生物所固定利用,因此造成不同樣地間可溶性氮組分的差異,主要由林地凋落物質量與土壤水熱條件引起[17]。另外,王春陽等[18]早有研究表明凋落物添加能增加土壤礦質氮含量,且凋落物C/N越低礦質氮提升效果越好,此次研究凋落物C/N(表1)整體表現為荒草(54.83)>檸條(20.64)>刺槐(15.02),這與不同樣地間礦質氮差異的趨勢一致,進一步證明了植被恢復能有效地增加土壤氮的可利用性,且人工林優于荒草地。

另外,本研究中礦質氮以硝態氮為主,其最大值出現在4月份,主要是由于上一年冬季溫度較低造成間接性凍融對該地區的土壤氮礦化產生影響[19],并且這段時間內,植物處于休眠期,對土壤硝態氮的攝取量較少,增加了土壤硝態氮的積累。而植物的生長主要集中在6—8月份,這期間植物對礦質氮的吸收利用,致使土壤中的硝態氮大量減少。生態系統越活躍、植物體生物量越大,生長期間對土壤可利用氮庫需求也就越多[20]。Wei等[21]研究表明非生長季土壤硝態氮和礦質氮最高值均出現在春季,生長季(6—8月份)則因為植物吸收而大量減少,Uri等[22]研究退耕的樺木林地和草地也得出同樣的趨勢。盡管此次研究地6—8月份大氣溫度最高(圖1),有利于土壤氮礦化作用,但植物生長對土壤活性氮的需求同樣也增大[23]。因此,造成土壤可溶性氮組分時空差異的原因,不是土壤氮素供應的減少,而在于植被對可溶性氮組分吸收存在季節性差異。

土壤可溶性有機氮是土壤活性氮庫的主要成分,4月份土壤含水量較高,易被微生物礦化[2],不利于可溶性有機氮的積累,在可溶性氮組分中所占的比例相應減少。6—8月份溫度高(圖1),土壤微生物活動增強,促速土壤動植物殘體分解[24],增加土壤氮的可溶性[25],同時由于植物對可溶性有機氮的利用遠低于礦質氮,故至10月份土壤可溶性有機氮積累量較高,并且在可溶性氮組分中所占的比例也相應增加。另外,土壤可溶性有機氮與硝態氮動態變化趨勢相反,此消彼長,豐富了土壤活性氮庫,是對外界環境變化的一種響應。殷睿等[2]和Gelfand等[26]認為土壤可溶性氮組分與森林生態系統活動之間存在負相關關系,這也在本研究中得以體現。

3.2 可溶性氮組分與水熱條件的關系

一般來說,土壤水分是土壤微生物過程和植物生長的重要限制因子[27],土壤含水量提高,土壤微生物活動加劇,促進氮礦化作用[28],有利于硝態氮的增加,因此硝態氮與土壤含水量呈極顯著正相關關系。另外,本研究4月份和10月份土壤含水量高,6—8月份土壤含水量低,硝態氮下降程度最大的時間段處于4—6月份,這可能是因為水分含量降低,使有機氮礦化產生的硝態氮減少,加上植物生長的吸收利用。而6—10月份水分含量雖然有所提高,但植物吸收利用硝態氮也有所增加,因此硝態氮在6—10月份變化不顯著,甚至出現降低的趨勢。另外,可溶性有機氮與可溶性全氮對水分變化的敏感程度相似,總體表現為隨水分增加而減少,這是因為土壤水分減少,不利于土壤可溶性有機氮向無機態氮轉變,有利于可溶性有機氮的積累[29]。

在本研究中,溫度與硝態氮呈現負相關關系,主要是因為溫度升高促進氮礦化,有利于硝態氮生成[20],但是4—6月份植物處于生長季,溫度升高也會促進植物對土壤養分的吸收,有學者研究認為植物養分吸收對溫度變化比微生物過程更為敏感[26]。而溫度對土壤可溶性有機氮和可溶性全氮的影響相似,總體表現為溫度增加,有利于可溶性有機氮的積累,這是由于溫度增加,提高了土壤有機氮的溶解度,并且溫度升高,微生物活性增加,加速凋落物分解[31- 32]。

4 結論

整個采樣期間,黃土丘陵區退耕地0—30 cm土壤硝態氮、可溶性有機氮及可溶性全氮密度相比耕地均有顯著提升,并且存在顯著的季節動態變化,除硝態氮外,各氮組分隨土層變化不顯著。其中可溶性有機氮,從4月份到10月份表現出遞增的趨勢,硝態氮則表現出先降低而后略微升高的趨勢,可溶性全氮整體表現為先升高后降低的趨勢,銨態氮動態變化不顯著。土壤水熱狀況與土壤可溶性氮組分顯著相關,其中土壤可溶性氮組分受土壤含水量變化的影響最大,硝態氮對土壤含水量變化最為敏感,可溶性全氮對土壤溫度變化最為敏感。季節動態變化引起的水熱變化,是影響林地土壤可溶性氮組分產生季節變化的重要因素。

[1] 邢肖毅, 黃懿梅, 安韶山, 張宏. 黃土高原溝壑區森林帶不同植物群落土壤氮素含量及其轉化. 生態學報, 2013, 33(22): 7181- 7189.

[2] 殷睿, 徐振鋒, 吳福忠, 楊萬勤, 熊莉, 肖灑, 馬志良, 李志萍. 川西亞高山不同海拔森林土壤活性氮庫及凈氮礦化的季節動態. 應用生態學報, 2013, 24(12): 3347- 3353.

[3] Murphy D V, Macdonald A J, Stockdale E A, Goulding K W T, Fortune S, Gaunt J L, Poulton P R, Wakefield J A, Webster C P, Wilmer W S. Soluble organic nitrogen in agricultural soils. Biology and Fertility of Soils, 2000, 30(5/6): 374- 387.

[4] 張宏威, 康凌云, 梁斌, 陳清, 李俊良, 嚴正娟. 長期大量施肥增加設施菜田土壤可溶性有機氮淋溶風險. 農業工程學報, 2013, 29(21): 99- 107.

[5] 安韶山, 黃懿梅. 黃土丘陵區檸條林改良土壤作用的研究. 林業科學, 2006, 42(1): 70- 74.

[6] 于洋, 賈志清, 朱雅娟, 趙淑伶, 劉艷書, 劉海濤, 李清雪. 高寒沙地植被恢復區烏柳人工防護林對土壤的影響. 林業科學, 2013, 49(11): 9- 15.

[7] 漆良華, 張旭東, 周金星, 彭鎮華, 岳祥華, 黃玲玲. 湘西北小流域不同植被恢復區土壤微生物數量、生物量碳氮及其分形特征. 林業科學, 2009, 45(8): 14- 20.

[8] 王風芹, 田麗青, 宋安東, 桑玉強, 張勁松, 高峻. 華北刺槐林與自然恢復植被土壤微生物量碳、氮含量四季動態. 林業科學, 2015, 51(3): 16- 24.

[9] 劉純, 劉延坤, 金光澤. 小興安嶺6種森林類型土壤微生物量的季節變化特征. 生態學報, 2014, 34(2): 451- 459.

[10] 趙溪, 李君劍, 李洪建. 關帝山不同植被恢復類型對土壤碳、氮含量及微生物數量的影響. 生態學雜志, 2010, 29(11): 2102- 2110.

[11] 翁伯琦, 鄭祥洲, 丁洪, 王煌平. 植被恢復對土壤碳氮循環的影響研究進展. 應用生態學報, 2013, 24(12): 3610- 3616.

[12] Vestgarden L S, Kj?naas O J. Potential nitrogen transformations in mineral soils of two coniferous forests exposed to different N inputs. Forest Ecology and Management, 2003, 174(1/3): 191- 202.

[13] 劉苑秋, 王芳, 柯國慶, 王迎迎, 郭圣茂, 范承芳. 江西瑞昌石灰巖山區退耕還林對土壤有機碳的影響. 生態學報, 2015, 22(4): 885- 890.

[14] Loreau M, Naeem S, Inchausti P, Bengtsson J, Grime J P, Hector A, Hooper D U, Huston M A, Raffaelli D, Schmid B, Tilman D, Wardle D A. Biodiversity and ecosystem functioning: current knowledge and future challenges. Science, 2001, 294(5534): 804- 808.

[15] Maithani K, Arunachalam A, Tripathib R S, Pandey H N. Nitrogen mineralization as influenced by climate, soil and vegetation in a subtropical humid forest in northeast India. Forest Ecology and Management, 1998, 109(1/3): 91- 101.

[16] 金發會, 李世清, 盧紅玲, 李生秀. 石灰性土壤微生物量碳、氮與土壤顆粒組成和氮礦化勢的關系. 應用生態學報, 2007, 18(12): 2739- 2746.

[17] 徐李亞, 楊萬勤, 李晗, 倪祥銀, 何潔, 吳福忠. 雪被覆蓋對高山森林凋落物分解過程中水溶性和有機溶性組分含量的影響. 應用生態學報, 2014, 25(11): 3067- 3075.

[18] 王春陽, 周建斌, 董燕婕, 陳興麗, 李婧. 黃土區六種植物凋落物與不同形態氮素對土壤微生物量碳氮含量的影響. 生態學報, 2010, 30(24): 7092- 7100.

[19] 陳哲, 楊世琦, 張晴雯, 周華坤, 井新, 張愛平, 韓瑞蕓, 楊正禮. 凍融對土壤氮素損失及有效性的影響. 生態學報, 2016, 36(4): 1083- 1094.

[20] Pajuste K, Frey J. Nitrogen mineralisation in podzol soils under boreal Scots pine and Norway spruce stands. Plant and Soil, 2003, 257(1): 237- 247.

[21] Wei X R, Shao M A, Fu X L, ?gren G I, Yin X Q. The effects of land use on soil N mineralization during the growing season on the northern Loess Plateau of China. Geoderma, 2011, 160(3/4): 590- 598.

[22] Uri V, L?hmus K, Kund M, Tullus H. The effect of land use type on net nitrogen mineralization on abandoned agricultural land: silver birch standversusgrassland. Forest Ecology and Management, 2008, 255(1): 226- 233.

[23] McKinley D C, Rice C W, Blair J M. Conversion of grassland to coniferous woodland has limited effects on soil nitrogen cycle processes. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(10): 2627- 2633.

[24] 寇萌, 焦菊英, 尹秋龍, 杜華棟, 王東麗. 黃土丘陵溝壑區主要草種枯落物的持水能力與養分潛在歸還能力. 生態學報, 2015, 35(5): 1337- 1349.

[25] 馬紅亮, 閆聰微, 高人, 尹云鋒, 楊玉盛, 陳仕東. 林下凋落物去除與施氮對針葉林和闊葉林土壤氮的影響. 環境科學研究, 2013, 26(12): 1316- 1324.

[26] Gelfand I, Yakir D. Influence of nitrite accumulation in association with seasonal patterns and mineralization of soil nitrogen in a semi-arid pine forest. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(2): 415- 424.

[27] 李貴才, 韓興國, 黃建輝, 唐建維. 森林生態系統土壤氮礦化影響因素研究進展. 生態學報, 2001, 21(7): 1187- 1195.

[28] 王?；? 邢雪榮, 韓興國. 草地生態系統中土壤氮素礦化影響因素的研究進展. 應用生態學報, 2004, 15(11): 2184- 2188.

[29] 陳永川, 楊春霞, 趙志平, 李春麗, 湯利. 不同管理方式下橡膠林土壤氮動態特征. 生態學雜志, 2012, 31(4): 954- 960.

[30] 周才平, 歐陽華. 溫度和濕度對暖溫帶落葉闊葉林土壤氮礦化的影響. 植物生態學報, 2001, 25(2): 204- 209.

[31] 宋飄, 張乃莉, 馬克平, 郭繼勛. 全球氣候變暖對凋落物分解的影響. 生態學報, 2014, 34(6): 1327- 1339.

[32] 王新源, 趙學勇, 李玉霖, 連杰, 曲浩, 岳祥飛. 環境因素對干旱半干旱區凋落物分解的影響研究進展. 應用生態學報, 2013, 24(11): 3300- 3310.