原標題：氮添加對亞熱帶森林土壤有機碳氮組分的影響
摘要： 為了研究氮添加對森林土壤有機碳氮組分穩定性的影響，選取我國亞熱帶典型常綠闊葉林（ 浙江桂天然林和羅浮栲天然林） 和針葉林（ 杉木人工林） ,開展為期5年的野外模擬氮沉降試驗，分別設置對照〔0 kg\ue4d4（hm2·a） ,以NH4NO3中的N計，下同〕、低氮〔75 kg\ue4d4（hm2·a）〕和高氮〔150 kg\ue4d4（hm2·a）〕3個氮添加水平，用H2SO4分2步酸水解獲得LPⅠ（ 活性有機庫Ⅰ）、LPⅡ（ 活性有機庫Ⅱ） 和RP（ 惰性有機庫） ,定量研究土壤活性和惰性有機碳氮組分以及微生物生物量碳氮對氮添加的響應。結果表明： 氮添加僅對w（LPⅡ-C） （LPⅡ-C為活性有機碳Ⅱ） 有顯著影響，而對其他活性和惰性有機碳氮組分的影響不顯著，并且對不同林分的影響存在差異。與對照處理相比，低氮處理下浙江桂天然林、羅浮栲天然林和杉木人工林土壤w（LPⅡ-C） 的增幅分別為15. 3% 、29. 8% 、68. 8%; 高氮處理下杉木人工林土壤w（LPⅠ-C） （LPⅠ-C為活性有機碳Ⅰ）、w（LPⅠ-N） （LPⅠ-N為活性有機氮Ⅰ） 和w（RP-C） （RP-C為惰性有機碳） 的增幅分別為32. 4% 、78. 6% 、28. 7%; 氮添加使得土壤w（SMB-C） （ 土壤微生物生物量碳） 的增幅為18. 1% ~ 202. 5% 、w（SMB-N） （ 土壤微生物生物量氮） 的增幅為0% ~ 103. 6%; 在氮添加處理下，除杉木人工林土壤SMB-N\ue4d4LPⅠ-N〔w（SMB-N）\ue4d4w（LPⅠ-N）〕是隨著氮添加水平的增加而降低外，微生物對其他林分土壤活性有機氮的利用均表現為隨著氮添加水平的增加而增加。研究顯示，氮添加對闊葉林和針葉林土壤活性和惰性有機碳氮組分的影響存在差異，但差異不顯著，這與它們歸還土壤的凋落物性質差異有關，并且凋落物的分解差異也可能是影響土壤不同碳氮組分變化的原因。
關鍵詞： 氮添加； 酸水解； 活性和惰性有機碳氮組分； 微生物生物量； 林分
近幾十年以來，由于化學氮肥生產及使用的增加、化石燃料燃燒和畜牧業的快速發展等因素，人類活動向大氣中排放了大量活性氮化合物，造成大氣氮沉降量迅速增加[1].據估計，人類向大氣排放的活性氮由19世紀60年代的15 Tg\ue4d4a（ 以N計） 增至20世紀90年代中期的165 Tg\ue4d4a,增幅高達10倍，約為全球氮素臨界負荷（100 Tg\ue4d4a） 的1. 6倍[2].氮沉降的急劇增加嚴重影響土壤養分的周轉及各養分間的相互關系，同樣也影響生態系統的穩定性[3],這一系列的生態問題引起了國際社會的廣泛關注。
土壤是C、N元素的源和匯，對陸地生態系統各元素化學循環過程具有重要作用[4].從全球大尺度范圍看，地表0 ~ 1 m土層內有1. 5 × 1018g有機碳和3 × 1017g有機氮，這些有機碳氮組分是由復雜的化合物組成，它們的周轉速率從幾天到幾年，甚至是幾百年[5].研究者[6]根據土壤有機質在生態系統中周轉速率的快慢和化學特性，把有機庫劃分為活性和惰性有機質組分。土壤活性有機質組分主要包括眾多游離度較高的有機質〔如植物殘體、根類物質、微生物量及其滲出物（ 碳水化合物、蛋白質等）〕，其在土壤中含量低、有效性高、周轉速率快、易被土壤微生物分解礦化，是植物養分最直接供應的那部分有機質；而土壤惰性有機質組分則主要由軟木脂、樹脂、脂肪和蠟等組成，其含量相對較高，周轉速率慢，一般表現為在土壤中長期穩定儲存的狀態[7].土壤微生物作為分解者，是土壤重要的組成部分，在森林生態系統物質循環過程中起著至關重要的作用，對于土壤活性有機碳氮組分而言，土壤微生物更是發揮了源和匯的功能[8].據報道[9],我國氮沉降通量僅次于美國和日本，是全球第三大氮沉降區。關于氮沉降對土壤有機質的影響主要集中在土壤有機碳、全氮的影響，以及有機氮的礦化與氮流失方面[10-11].在氮沉降背景下，土壤活性和惰性有機碳氮組分對氮沉降響應的差異及機理研究比分析全量變化更能反映有機質的動態變化，是深入研究氮素轉化的基礎，因此，深入開展森林土壤微生物生物量碳氮、活性和惰性有機碳氮組分對氮添加如何響應的研究工作，有助于進一步理解氮添加的影響趨勢及其長期作用。
該研究選取我國亞熱帶典型林分---闊葉林（ 浙江桂天然林和羅浮栲天然林） 和針葉林（ 杉木人工林） ,定量分析土壤有機碳氮組分和微生物生物量碳氮對氮添加的響應，以期為深入研究土壤主要碳氮庫狀態、轉化及對環境變化的響應提供基礎。
1 材料與方法
1. 1研究區概況
研究區位于福建省北部建甌萬木林省級自然保護區（27°03'N、118°09'E） ,地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北。該區域屬典型中亞熱帶季風氣候，年均氣溫18. 8 ℃，年均降水量1 673. 3 mm,相對濕度81%,全年無霜期277 d.土壤為花崗巖發育的山地紅壤，w（ 有機質） 為14 ~ 26 g\ue4d4kg,植被為亞熱帶暖濕地區的常綠雙子葉植物闊葉樹種，主要由樟科、木蘭科、殼斗科、杜英科、山茶科、冬青科、山礬科和金縷梅科等為主的常綠闊葉樹組成。該研究于2009年9月分別選擇浙江桂天然林、羅桴栲天然林和杉木人工林3個樣地（ 中坡位置） :①浙江桂天然林。喬木層中浙江桂（Cinnamomum chekiangense） 占絕對優勢、假蚊母樹（Distyliopsis dunnii） 次之、灌木層較為稀疏，主要有薄葉 山 礬 （Symplocos anomald）、杜 蓮 山 （Maesajaponica）、野含笑（Michelia skinneriand）、沿海紫金牛（Ardisia punctata）、黃瑞木 （Adinandra milletii） 等種類； 草本層不發達，有狗脊蕨（Woodwardia japonicd）、草珊瑚（Sarcandra glabra）、飛揚草（Euporbia hirtd）等。 ②羅桴栲天然林。群落以殼斗科栲屬占優勢，主要有羅浮栲（Castanopsis fabric）、絲栗栲（Castanopsisfargesii）、拉 氏 栲 （Castanopsis lamontii）、南 嶺 栲（Castanopsis fordii） 等，灌木層較豐富。 ③杉木人工林。樹種 單 一，林 分 結 構 簡 單，灌 木 層 以 杜 莖 山（Maesa japonica）、狗骨柴 （Woodwardia japonica） 為主，草本有狗脊蕨、草珊瑚（Sarcandra glabra） 等。各林分特征見表1.
1. 2野外氮沉降模擬方法
從當地氮沉降和全國最高氮沉降水平考慮，采用野外模擬氮沉降方法，于2012年9月在3塊樣地中分別設置3個氮添加水平---對照〔0 kg\ue4d4（hm2·a） ,以NH4NO3中的N計，下同〕、低氮〔75 kg\ue4d4（hm2·a）〕和高氮〔150 kg\ue4d4（hm2·a）〕。每個處理設3個重復，共9個試驗小區，每個試驗小區大小為2 m × 2 m,盡量選擇大樹之間較為空闊的區域，試驗小區內1 m以下的小樹0 ~ 3棵，各處理間隔10 m以上，以防止相互干擾。根據當地年降水量水平及其年內分布，于每年的5月、9月、12月將NH4NO3溶解于2 L蒸餾水中制備成所需的氮添加溶液，用噴壺均勻噴灑于每個試驗小區的土壤表面，而對照處理則采用等量的蒸餾水進行噴灑，于2012年9月-2014年8月共施肥6次。
1. 3樣品采集與測定方法
于2014年8月在每個試驗小區內，根據樣品量需要，首先在對角線及中心五點采集，再考慮其他位置，采集0 ~ 15 cm土層樣品，將每個試驗小區內各采樣點的土壤均勻混合，帶回實驗室，去除砂石、根系后，過2 mm篩。將過篩土壤樣品分成2份，一份放入冰箱（4 ℃） 冷藏，用于測定土壤微生物生物量碳氮含量； 另一份在室溫下自然風干，用于測定土壤可溶性有機碳和有機氮含量。
活性和惰性有機碳氮組分采用硫酸水解法[7]測定： 稱取500 mg風干土樣，放入有刻度的玻璃管中，加入20 m L 2. 5 mol\ue4d4L H2SO4溶液，105 ℃下水解3 h,隨后用20 m L蒸餾水沖洗并轉移到50 m L離心管中，置于搖床中振蕩1 h（250 r\ue4d4min） ,離心10 min（4 000r\ue4d4min） ,過0. 45 μm濾膜，濾液中的有機質即為土壤活性有機庫Ⅰ，分析濾液中w（LPⅠ-C） （LPⅠ-C為labile pools carbon Ⅰ，活 性有機碳Ⅰ）、w（LP Ⅰ-N）（LPⅠ-N為labile pools nitrogen Ⅰ，活性有機氮Ⅰ） 和w（Ⅰ-DIN） （Ⅰ-DIN為dissolve inorganic nitrogen Ⅰ，可溶性無機氮Ⅰ） ; 隨后殘余土壤用2 m L 13 mol\ue4d4LH2SO4溶液在常溫下振蕩12 h（250 r\ue4d4min） ,用蒸餾水稀釋使其質量濃度為1 mol\ue4d4L,在105 ℃下水解3 h,后續處理同前，所得濾液中的有機質為土壤活性有機庫Ⅱ，分析濾液中w（LPⅡ-C） （LPⅡ-C為labile poolscarbon Ⅱ，活 性有機碳Ⅱ）、w（LPII-N） （LP Ⅱ-N為labile pools nitrogen Ⅱ，活性有機氮Ⅱ） 和w（Ⅱ-DIN）（Ⅱ-DIN為dissolve inorganic nitrogenⅡ，可溶性無機氮Ⅱ）。 w（RP-C） （RP-C為recalcitrant pools carbon,惰性有機碳） 是w（TC） 與w（LP-C）〔w（LPⅠ-C） 與w（LPⅡ-C） 之 和〕的 差 值，w（RP-N） （RP-N為recalcitrant pools nitrogen,惰 性有機氮） 是w（TN） 與w（LP-N）〔w（LPⅠ-N） 與w（LP Ⅱ-N） 之和〕的差值，并通過式（1） （2） 計算惰性碳氮指數[13]:
RIC = w（RP-C）\ue4d4w（LP-C）× 100%（1）
RIN = w（RP-N）\ue4d4w（LP-N）× 100%（2）
式中，RIC、RIN分別為土壤惰性碳指數（recalcitrantindex carbon,RIC）、惰性氮指數 （recalcitrant indexnitrogen,RIN） ,% .
土壤w（TC）、w（TN） 采 用 碳 氮 元 素 分 析 儀（Elemantar vario MAX CN,德 國） 測 定； 濾 液 中 的w（IN） （IN為inorganic nitrogen,無機氮） 采用連續流動分析儀（Skalar San+ +,荷蘭） 測定； 土壤w（TOC） 采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定； 土壤微生物生物量碳氮含量采用氯仿熏蒸浸提法[14-15]測定。
SMB =[w（A1）- w（A0） ]/K（3）
式中：SMB為土壤微生物生物量碳或氮的含量，g\ue4d4kg;w（A1） 為熏蒸土樣中的w（TC） 或w（TN） ,g\ue4d4kg;w（A0）為未熏蒸土樣中的w（TC） 或w（TN） ,g\ue4d4kg;K為轉化系數，碳的轉化系數為0. 38,氮的轉化系數為0. 54.
1. 4數理統計方法
所有數據處理和統計均在Excel 2013和SPSS18. 0軟件上進行，用Origin 8. 0軟件作圖，運用SPSS18. 0中單因子方差分析（One-way ANOVA） 中的最小顯著差異法（LSD） 分析同一氮添加水平下不同林分土壤間和同一林分不同氮添加水平間各指標的差異顯著性，并用Pearson相關系數分析土壤有機碳氮組分的相關性，顯著性水平設定為α = 0. 05（n = 27）。
摘要： 為了研究氮添加對森林土壤有機碳氮組分穩定性的影響，選取我國亞熱帶典型常綠闊葉林（ 浙江桂天然林和羅浮栲天然林） 和針葉林（ 杉木人工林） ,開展為期5年的野外模擬氮沉降試驗，分別設置對照〔0 kg\ue4d4（hm2·a） ,以NH4NO3中的N計，下同〕、低氮〔75 kg\ue4d4（hm2·a）〕和高氮〔150 kg\ue4d4（hm2·a）〕3個氮添加水平，用H2SO4分2步酸水解獲得LPⅠ（ 活性有機庫Ⅰ）、LPⅡ（ 活性有機庫Ⅱ） 和RP（ 惰性有機庫） ,定量研究土壤活性和惰性有機碳氮組分以及微生物生物量碳氮對氮添加的響應。結果表明： 氮添加僅對w（LPⅡ-C） （LPⅡ-C為活性有機碳Ⅱ） 有顯著影響，而對其他活性和惰性有機碳氮組分的影響不顯著，并且對不同林分的影響存在差異。與對照處理相比，低氮處理下浙江桂天然林、羅浮栲天然林和杉木人工林土壤w（LPⅡ-C） 的增幅分別為15. 3% 、29. 8% 、68. 8%; 高氮處理下杉木人工林土壤w（LPⅠ-C） （LPⅠ-C為活性有機碳Ⅰ）、w（LPⅠ-N） （LPⅠ-N為活性有機氮Ⅰ） 和w（RP-C） （RP-C為惰性有機碳） 的增幅分別為32. 4% 、78. 6% 、28. 7%; 氮添加使得土壤w（SMB-C） （ 土壤微生物生物量碳） 的增幅為18. 1% ~ 202. 5% 、w（SMB-N） （ 土壤微生物生物量氮） 的增幅為0% ~ 103. 6%; 在氮添加處理下，除杉木人工林土壤SMB-N\ue4d4LPⅠ-N〔w（SMB-N）\ue4d4w（LPⅠ-N）〕是隨著氮添加水平的增加而降低外，微生物對其他林分土壤活性有機氮的利用均表現為隨著氮添加水平的增加而增加。研究顯示，氮添加對闊葉林和針葉林土壤活性和惰性有機碳氮組分的影響存在差異，但差異不顯著，這與它們歸還土壤的凋落物性質差異有關，并且凋落物的分解差異也可能是影響土壤不同碳氮組分變化的原因。
關鍵詞： 氮添加； 酸水解； 活性和惰性有機碳氮組分； 微生物生物量； 林分
近幾十年以來，由于化學氮肥生產及使用的增加、化石燃料燃燒和畜牧業的快速發展等因素，人類活動向大氣中排放了大量活性氮化合物，造成大氣氮沉降量迅速增加[1].據估計，人類向大氣排放的活性氮由19世紀60年代的15 Tg\ue4d4a（ 以N計） 增至20世紀90年代中期的165 Tg\ue4d4a,增幅高達10倍，約為全球氮素臨界負荷（100 Tg\ue4d4a） 的1. 6倍[2].氮沉降的急劇增加嚴重影響土壤養分的周轉及各養分間的相互關系，同樣也影響生態系統的穩定性[3],這一系列的生態問題引起了國際社會的廣泛關注。
土壤是C、N元素的源和匯，對陸地生態系統各元素化學循環過程具有重要作用[4].從全球大尺度范圍看，地表0 ~ 1 m土層內有1. 5 × 1018g有機碳和3 × 1017g有機氮，這些有機碳氮組分是由復雜的化合物組成，它們的周轉速率從幾天到幾年，甚至是幾百年[5].研究者[6]根據土壤有機質在生態系統中周轉速率的快慢和化學特性，把有機庫劃分為活性和惰性有機質組分。土壤活性有機質組分主要包括眾多游離度較高的有機質〔如植物殘體、根類物質、微生物量及其滲出物（ 碳水化合物、蛋白質等）〕，其在土壤中含量低、有效性高、周轉速率快、易被土壤微生物分解礦化，是植物養分最直接供應的那部分有機質；而土壤惰性有機質組分則主要由軟木脂、樹脂、脂肪和蠟等組成，其含量相對較高，周轉速率慢，一般表現為在土壤中長期穩定儲存的狀態[7].土壤微生物作為分解者，是土壤重要的組成部分，在森林生態系統物質循環過程中起著至關重要的作用，對于土壤活性有機碳氮組分而言，土壤微生物更是發揮了源和匯的功能[8].據報道[9],我國氮沉降通量僅次于美國和日本，是全球第三大氮沉降區。關于氮沉降對土壤有機質的影響主要集中在土壤有機碳、全氮的影響，以及有機氮的礦化與氮流失方面[10-11].在氮沉降背景下，土壤活性和惰性有機碳氮組分對氮沉降響應的差異及機理研究比分析全量變化更能反映有機質的動態變化，是深入研究氮素轉化的基礎，因此，深入開展森林土壤微生物生物量碳氮、活性和惰性有機碳氮組分對氮添加如何響應的研究工作，有助于進一步理解氮添加的影響趨勢及其長期作用。
該研究選取我國亞熱帶典型林分---闊葉林（ 浙江桂天然林和羅浮栲天然林） 和針葉林（ 杉木人工林） ,定量分析土壤有機碳氮組分和微生物生物量碳氮對氮添加的響應，以期為深入研究土壤主要碳氮庫狀態、轉化及對環境變化的響應提供基礎。
1 材料與方法
1. 1研究區概況
研究區位于福建省北部建甌萬木林省級自然保護區（27°03'N、118°09'E） ,地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北。該區域屬典型中亞熱帶季風氣候，年均氣溫18. 8 ℃，年均降水量1 673. 3 mm,相對濕度81%,全年無霜期277 d.土壤為花崗巖發育的山地紅壤，w（ 有機質） 為14 ~ 26 g\ue4d4kg,植被為亞熱帶暖濕地區的常綠雙子葉植物闊葉樹種，主要由樟科、木蘭科、殼斗科、杜英科、山茶科、冬青科、山礬科和金縷梅科等為主的常綠闊葉樹組成。該研究于2009年9月分別選擇浙江桂天然林、羅桴栲天然林和杉木人工林3個樣地（ 中坡位置） :①浙江桂天然林。喬木層中浙江桂（Cinnamomum chekiangense） 占絕對優勢、假蚊母樹（Distyliopsis dunnii） 次之、灌木層較為稀疏，主要有薄葉 山 礬 （Symplocos anomald）、杜 蓮 山 （Maesajaponica）、野含笑（Michelia skinneriand）、沿海紫金牛（Ardisia punctata）、黃瑞木 （Adinandra milletii） 等種類； 草本層不發達，有狗脊蕨（Woodwardia japonicd）、草珊瑚（Sarcandra glabra）、飛揚草（Euporbia hirtd）等。 ②羅桴栲天然林。群落以殼斗科栲屬占優勢，主要有羅浮栲（Castanopsis fabric）、絲栗栲（Castanopsisfargesii）、拉 氏 栲 （Castanopsis lamontii）、南 嶺 栲（Castanopsis fordii） 等，灌木層較豐富。 ③杉木人工林。樹種 單 一，林 分 結 構 簡 單，灌 木 層 以 杜 莖 山（Maesa japonica）、狗骨柴 （Woodwardia japonica） 為主，草本有狗脊蕨、草珊瑚（Sarcandra glabra） 等。各林分特征見表1.
1. 2野外氮沉降模擬方法
從當地氮沉降和全國最高氮沉降水平考慮，采用野外模擬氮沉降方法，于2012年9月在3塊樣地中分別設置3個氮添加水平---對照〔0 kg\ue4d4（hm2·a） ,以NH4NO3中的N計，下同〕、低氮〔75 kg\ue4d4（hm2·a）〕和高氮〔150 kg\ue4d4（hm2·a）〕。每個處理設3個重復，共9個試驗小區，每個試驗小區大小為2 m × 2 m,盡量選擇大樹之間較為空闊的區域，試驗小區內1 m以下的小樹0 ~ 3棵，各處理間隔10 m以上，以防止相互干擾。根據當地年降水量水平及其年內分布，于每年的5月、9月、12月將NH4NO3溶解于2 L蒸餾水中制備成所需的氮添加溶液，用噴壺均勻噴灑于每個試驗小區的土壤表面，而對照處理則采用等量的蒸餾水進行噴灑，于2012年9月-2014年8月共施肥6次。
1. 3樣品采集與測定方法
于2014年8月在每個試驗小區內，根據樣品量需要，首先在對角線及中心五點采集，再考慮其他位置，采集0 ~ 15 cm土層樣品，將每個試驗小區內各采樣點的土壤均勻混合，帶回實驗室，去除砂石、根系后，過2 mm篩。將過篩土壤樣品分成2份，一份放入冰箱（4 ℃） 冷藏，用于測定土壤微生物生物量碳氮含量； 另一份在室溫下自然風干，用于測定土壤可溶性有機碳和有機氮含量。
活性和惰性有機碳氮組分采用硫酸水解法[7]測定： 稱取500 mg風干土樣，放入有刻度的玻璃管中，加入20 m L 2. 5 mol\ue4d4L H2SO4溶液，105 ℃下水解3 h,隨后用20 m L蒸餾水沖洗并轉移到50 m L離心管中，置于搖床中振蕩1 h（250 r\ue4d4min） ,離心10 min（4 000r\ue4d4min） ,過0. 45 μm濾膜，濾液中的有機質即為土壤活性有機庫Ⅰ，分析濾液中w（LPⅠ-C） （LPⅠ-C為labile pools carbon Ⅰ，活 性有機碳Ⅰ）、w（LP Ⅰ-N）（LPⅠ-N為labile pools nitrogen Ⅰ，活性有機氮Ⅰ） 和w（Ⅰ-DIN） （Ⅰ-DIN為dissolve inorganic nitrogen Ⅰ，可溶性無機氮Ⅰ） ; 隨后殘余土壤用2 m L 13 mol\ue4d4LH2SO4溶液在常溫下振蕩12 h（250 r\ue4d4min） ,用蒸餾水稀釋使其質量濃度為1 mol\ue4d4L,在105 ℃下水解3 h,后續處理同前，所得濾液中的有機質為土壤活性有機庫Ⅱ，分析濾液中w（LPⅡ-C） （LPⅡ-C為labile poolscarbon Ⅱ，活 性有機碳Ⅱ）、w（LPII-N） （LP Ⅱ-N為labile pools nitrogen Ⅱ，活性有機氮Ⅱ） 和w（Ⅱ-DIN）（Ⅱ-DIN為dissolve inorganic nitrogenⅡ，可溶性無機氮Ⅱ）。 w（RP-C） （RP-C為recalcitrant pools carbon,惰性有機碳） 是w（TC） 與w（LP-C）〔w（LPⅠ-C） 與w（LPⅡ-C） 之 和〕的 差 值，w（RP-N） （RP-N為recalcitrant pools nitrogen,惰 性有機氮） 是w（TN） 與w（LP-N）〔w（LPⅠ-N） 與w（LP Ⅱ-N） 之和〕的差值，并通過式（1） （2） 計算惰性碳氮指數[13]:
RIC = w（RP-C）\ue4d4w（LP-C）× 100%（1）
RIN = w（RP-N）\ue4d4w（LP-N）× 100%（2）
式中，RIC、RIN分別為土壤惰性碳指數（recalcitrantindex carbon,RIC）、惰性氮指數 （recalcitrant indexnitrogen,RIN） ,% .
土壤w（TC）、w（TN） 采 用 碳 氮 元 素 分 析 儀（Elemantar vario MAX CN,德 國） 測 定； 濾 液 中 的w（IN） （IN為inorganic nitrogen,無機氮） 采用連續流動分析儀（Skalar San+ +,荷蘭） 測定； 土壤w（TOC） 采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定； 土壤微生物生物量碳氮含量采用氯仿熏蒸浸提法[14-15]測定。
SMB =[w（A1）- w（A0） ]/K（3）
式中：SMB為土壤微生物生物量碳或氮的含量，g\ue4d4kg;w（A1） 為熏蒸土樣中的w（TC） 或w（TN） ,g\ue4d4kg;w（A0）為未熏蒸土樣中的w（TC） 或w（TN） ,g\ue4d4kg;K為轉化系數，碳的轉化系數為0. 38,氮的轉化系數為0. 54.
1. 4數理統計方法
所有數據處理和統計均在Excel 2013和SPSS18. 0軟件上進行，用Origin 8. 0軟件作圖，運用SPSS18. 0中單因子方差分析（One-way ANOVA） 中的最小顯著差異法（LSD） 分析同一氮添加水平下不同林分土壤間和同一林分不同氮添加水平間各指標的差異顯著性，并用Pearson相關系數分析土壤有機碳氮組分的相關性，顯著性水平設定為α = 0. 05（n = 27）。
