2 结果与分析
2. 1氮添加对不同林分土壤活性和惰性有机碳组分含量的影响
由图1可见，浙江桂天然林、罗浮栲天然林和杉木人工林土壤中w（LPⅠ-C） 在相应w（TC） 中所占比例分别为32. 4% 、33. 1% 、28. 2%,而w（LPⅡ-C） 所占比例分别为27. 3% 、18. 8% 、17. 2%,w（RP-C） 所占比例分别为40. 3% 、48. 1% 、54. 6% .在杉木人工林样地，与对照处理相比，低氮和高氮处理下土壤w（LPⅠ-C） 的增幅分别为23. 6% 、32. 4%,而氮添加对浙江桂天然林、罗浮栲天然林样地土壤w（LPⅠ-C） 的影响不显着。氮添加、不同林分及其之间的交互作用均会显着影响土壤w（LPⅡ-C） （P <0. 05） （ 见表2）。与对照处理相比，低氮和高氮处理下浙江桂天然林土壤w（LPⅡ-C） 的增幅分别为15. 3% 、21. 0%,低氮处理下罗浮栲天然林和杉木人工林土壤w（LPⅡ-C） 的增幅分别为29. 8% 、68. 8%（P < 0. 05） ,高氮处理下杉木人工林土壤w（RP-C） 的增幅为28. 7% .不同林分土壤间w（RP-C） 的差异显着（P < 0. 05） ,并且杉木人工林土壤w（RP-C） 的增幅最高，浙江桂天然林土壤中的最低； 而氮添加处理对土壤w（RP-C） 无显着影响（ 见表2）。
2. 2氮添加对不同林分土壤活性和惰性有机氮组分含量的影响
由图2可见，浙江桂天然林、罗浮栲天然林和杉木人工林土壤中w（LPⅠ-N） 在相应w（TN） 中所占比例分别为55. 3% 、41. 05% 、49. 0%,w（LPⅡ-N） 所占比例分别为35. 3% 、30. 5% 、29. 5%,w（RP-N） 所占比例分别为9. 6% 、28. 6% 、21. 5% .与对照处理相比，高氮处理下罗浮栲天然林土壤w（LPⅠ-N） 的降幅为31. 3%,而 高 氮 处 理 下 杉 木 人 工 林 土 壤w（LPⅠ-N） 的增幅为78. 6%; 高氮处理显着增加了浙江桂天然林土壤w（LPⅡ-N） ,但降低了罗浮栲天然林和杉木人工林土壤w（LPⅡ-N） （P > 0. 05）。与对照处理相比，高氮处理可大幅降低浙江桂天然林土壤w（RP-N） ,降幅为61. 2%; 低氮处理下罗浮栲天然林和 杉 木 林 人 工 林 土 壤w（RP-N） 分 别 降 低 了51. 2% 、31. 5%,但降幅不显着。
2. 3氮添加对微生物生物量碳氮含量的影响
由表2可见，氮添加与不同林分的交互作用对土壤SMB-CLP-C〔w（SMB-C）w（LP-C）〕有显着影响（P < 0. 05） ,而氮添加、不同林分及其交互作用对土壤SMB-NLP-N〔w（SMB-N）w（LP-N）〕的影响均差异显着（P < 0. 05）。由图3可见，与对照处理相比，氮添加处理使得土壤w（SMB-C） 的增幅为18. 1% ~202. 5% 、w（SMB-N） 的增幅为0% ~ 103. 6%; 其中高氮处理显着增加了罗浮栲天然林和杉木人工林土壤w（SMB-C） （P < 0. 05）、w（SMB-N） ,对照、低氮、高氮处理下土壤w（SMB-C） 占w（TC） 的平均比例分别为1. 3% 、2. 0% 、2. 6%,w（SMB-N） 占w（TN） 的平均比例分别为6. 3% 、8. 1% 、8. 7% .
由图4可见，与对照处理相比，高氮处理下罗浮栲天然林和杉木人工林土壤SMB-CLPⅠ-C〔w（SMB-C）w（LPⅠ-C）〕和SMB-CLPⅡ-C〔w（SMB-C）w（LPⅡ-C）〕均显 着 增 加，其 中SMB-CLP Ⅱ-C的 增 幅 分 别 为193. 9% 、209. 0%（P < 0. 05）。从微生物对活性有机氮的利用情况来看，除了杉木人工林土壤SMB-NLPⅠ-N〔w（SMB-N）w（LPⅠ-N）〕随着氮添加水平的增加而降低外，其他林分土壤活性有机氮组分的利用均表现为随着氮添加水平的增加而增加，并以罗浮栲天然林土壤的增幅最大。
2. 4不同林分土壤C/N及土壤有机碳氮组分含量之间的相关性
由图5可见，在不同有机质库中，各林分土壤惰性有机质库中的C/N均最大，而土壤微生物生物量有机质库中的C/N最小。其中，罗浮栲天然林土壤活性有机质库Ⅰ中的C/N高于浙江桂天然林和杉木人工林活性有机质库Ⅰ中的C/N; 而浙江桂天然林土壤活性有机质库Ⅱ和惰性有机质库中的C/N均高于其他林分相对应有机质库的C/N.
由表3可见，土壤w（LPⅠ-C） 与w（RP-C）、w（SMB-C）均呈显着正相关（P < 0. 05） ,而土壤w（LPⅡ-C） 与w（RP-C）、w（RIC）、w（Ⅰ-DIN） 均呈显着负相关（P <0. 05）。土壤w（LPⅠ-N）、w（LPⅡ-N） 均与w（TN） 呈显着正相关（P < 0. 05） ,而土壤w（LPⅠ-N） 与w（RIN） 呈显着负 相 关 （P < 0. 01） ; 另 外，土 壤w（SMB-N） 与w（LPⅡ-N） 呈显着正相关。
3 讨论
3. 1氮添加对土壤有机碳氮组分的影响
该研究发现，氮添加对各林分土壤活性有机碳的影响不显着，这与Sjberg等[16]对瑞典2个多年重复施用NH4NO3〔35、73、108 kg（hm2·a）〕的挪威云杉（Picea asperata） 林样地土壤有机碳含量的研究结果相一致，均未表现出明显的施肥效应。然而，Deforest等[17]试验表明，氮沉降（30 kghm2,以NO3--N计）可降低土壤多酚氧化酶、过氧化物酶和葡糖苷酶活性，增加土壤有机碳含量。而该研究仅发现，低氮处理会增加罗浮栲天然林和杉木人工林土壤w（LPⅡ-C） ,高氮处理会增加杉木人工林林土壤w（RP-C） ,但均未达到显着水平。鉴于土壤w（RP-C） 在w（TC） 中所占比例高达40%以上，并且高氮添加并未降低活性有机碳Ⅰ的含量，该结果有助于理解氮沉降提高土壤固碳的报道[18].研究显示，土壤活性有机碳Ⅰ的主要成分是可溶性糖[19],氮添加增加了土壤微生物生物量碳含量，加快了凋落物分解而产生更多的可溶性糖[20],而凋落物分解产生酚类物质的过程中又要消耗可溶性糖[21].该研究发现，氮添加增加了微生物生物量碳含量（ 见图3） ,从而加速凋落物的分解，使得土壤w（LPⅠ-C） 增加，并且w（LPⅠ-C） 与w（RP-C） 呈显着正相关（ 见表3） ,说明有效氮的增加可以促进微生物群落将植物凋落物转化为微生物副产物，而稳定的保存于土壤黏粒组分中[22].综上，土壤活性有机碳Ⅰ可能更多来自凋落物的分解释放，而让更难分解的物质得到积累或与土壤中已有的惰性成分发生置换； 但是为何不同氮添加水平的影响差异不显着（ 见表2） ,这些都还有待进一步深入研究。
活性有机氮是参与土壤氮矿化的活跃组分之一，对土壤生态系统氮素循环有着重要作用，但它特别容易受气候变化的干扰[23].而氮沉降是影响土壤氮素转化的关键因素，在该研究中，氮添加对土壤活性和惰性有机氮组分含量的影响不显着（ 见表2） ,在罗浮栲天然林样地中，土壤w（LP-N） 随着氮添加水平的增加而减少，这很可能与施用NH4NO3有关，氮添加提高土壤微生物的活性从而加速了硝化进程，促使NO3--N流失，使土 壤氮库减小[24].但已有 研究显示，施肥3个月后无机氮和可溶性有机氮含量并未全部低于刚施肥的氮含量[25],由于该研究针对有机氮组分而展开，那么无机氮和有机氮组分之间的关系可能需要 进 行 有 机 氮 各 组 分 转 化 的 差 异 研 究 来 解释[23]; 而在杉木人工林样地中，土壤w（LPⅠ-N） 随着氮添加的增加而增加，可能是有效氮的增加会抑制木质素分解酶的产生，并且NO3--N和NH4+-N都可能与木质素或酚类化合物结合，形成难分解的腐殖化合物，降低氮分解释放速率，从而提高土壤氮蓄积[26].
