不同施肥量對樟樹與濕地松土壤氮礦化速率的影響

趙大勇，閆文德，田大倫，王光軍，鄭 威，梁小翠

（1.中南林業(yè)科技大學，湖南 長沙410004；2.南方林業(yè)生態(tài)應用技術(shù)國家工程實驗室，湖南 長沙 410004；3.城市森林生態(tài)湖南省重點實驗室，湖南 長沙 410004；4.國家野外科學觀測研究站，湖南 會同 418307）

不同施肥量對樟樹與濕地松土壤氮礦化速率的影響

趙大勇1,3，閆文德1,2,3，田大倫1,2，王光軍1,2，鄭 威1,4，梁小翠1,3

（1.中南林業(yè)科技大學，湖南 長沙410004；2.南方林業(yè)生態(tài)應用技術(shù)國家工程實驗室，湖南 長沙 410004；3.城市森林生態(tài)湖南省重點實驗室，湖南 長沙 410004；4.國家野外科學觀測研究站，湖南 會同 418307）

2010年6月，在湖南省植物園采用樹脂芯原位測定法，對樟樹和濕地松2種群落進行3種施氮肥處理 (LN:5 g?m-2；MN:15 g?m-2；HN:30 g?m-2)，并各設(shè)置一個對照 (СK)即不做施肥處理，比較了 3 種處理對樟樹和濕地松群落土壤中無機氮含量及氮礦化速率。結(jié)果表明：樟樹和濕地松群落土壤氮礦化速率表現(xiàn)出不同的規(guī)律，樟樹為 MN(-1.30 mg?k-1?d-1)＜LN(-1.11 mg?kg-1?d-1)＜HN(-0.94 mg?kg-1?d-1)＜СK(-0.89 mg?kg-1?d-1)，濕地松為 СK(-1.23 mg?kg-1?d-1)＜HN(-1.15 mg?kg-1?d-1)＜LN(-0.91 mg?kg-1?d-1)＜MN(-0.83 mg?kg-1?d-1)。研究表明施氮肥對樟樹群落土壤氮礦化速率產(chǎn)生了抑制性作用，對濕地松群落土壤則為促進作用。

樟樹；濕地松；樹脂芯法；氮礦化速率；施肥

土壤中氮素絕大多數(shù)為有機質(zhì)的結(jié)合形態(tài)。無機形態(tài)的氮一般占全氮的1%～5%。土壤有機質(zhì)和氮素的消長，主要決定于生物積累和分解作用的相對強弱、氣候、植被、耕作制度諸因素，特別是水熱條件，對土壤有機質(zhì)和氮素含量有顯著的影響。土壤中有機態(tài)氮可以半分解的有機質(zhì)、微生物軀體和腐殖質(zhì)，而主要是腐殖質(zhì)。有機形態(tài)的氮大部分必須經(jīng)過土壤微生物的轉(zhuǎn)化作用，變成無機形態(tài)的氮才能為植物吸收利用[1]。無機態(tài)氮主要是銨態(tài)氮和硝態(tài)氮，還有少量亞硝態(tài)氮的存在，是植物吸收氮素的主要形態(tài)[2]。氮素的礦化作用(Nitrogen mineralization)是指土壤有機質(zhì)碎屑中的氮素，在土壤動物和微生物的作用下，由難以被植物吸收利用的有機態(tài)轉(zhuǎn)化為可被植物直接吸收利用的無機態(tài)的過程。銨態(tài)氮可經(jīng)硝化作用生成另一種無機氮——硝態(tài)氮。氮礦化速率決定了土壤中用于植物生長的氮素的可利用性[3]，是森林生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)最重要的過程之一，氮礦化研究對于揭示生態(tài)系統(tǒng)功能、生物地球化學循環(huán)過程的本質(zhì)有重要意義。

土壤氮礦化作用被認為是土壤中氮素循環(huán)的一個很重要的過程，受到土壤學家和生態(tài)學家的關(guān)注。森林生態(tài)系統(tǒng)土壤中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的動態(tài)，氮礦化的速率以及影響因子的研究對森林生態(tài)系統(tǒng)的營養(yǎng)循環(huán)、氮素循環(huán)具有重要的意義。近年來，國內(nèi)外學者對森林生態(tài)系統(tǒng)土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量分布狀況以及礦化作用給予了高度重視。在森林土壤氮素的轉(zhuǎn)換與循環(huán)、土壤氮素礦化速率及影響因素、溫度濕度條件對土壤氮礦化影響以及掉落物質(zhì)量對土壤氮礦化的影響等方面開展了大量的研究工作[4]。我國在森林土壤、耕作土壤施肥和溫帶典型草地土壤以及土壤動物微生物等方面也展開了一些研究[5]。但亞熱帶森林群落施氮肥對土壤氮礦化速率影響的研究報道仍較少見?；诖?，以亞熱帶森林中2種常見森林群落（樟樹Cinnamomum camphora與濕地松Pinus elliottii）作為本試驗的研究對象，采用樹脂芯法測定土壤氮礦化速率，分析施氮肥量與土壤氮礦化速率的關(guān)系。

1 實驗地概況

試驗地位于湖南省長沙市森林植物園(113°02′～ 113°03′E,28°06′～ 28°07′N)，屬典型的亞熱帶濕潤季風氣候。7月最熱，平均氣溫29.4℃，極端最高氣溫40.6 ℃；年均氣溫17.2℃，1月最冷，平均4.7℃，極端最低溫度-11.3℃；年均日照時數(shù)1 677.1 h，全年無霜期270～300 d；雨量充沛，年均降水量1 422 mm。園內(nèi)植物種類達2 200余種，植被以人工次生林為主。

研究樣地海拔50～100 m，坡度為10°～20°，在園內(nèi)選擇樹齡相同或相近的樟樹和濕地松2種類型森林群落作為研究對象。2種森林群落主要組成成分分別為：樟樹群落以樟樹為主，林下植被有柘樹Cudrania tricuspidata、白櫟Quercus fabri、山礬Symplocos caudate、毛泡桐Paulowwnia tomaentosa、苦櫧Castanopsis sclerophylla、糙葉樹Aphananthe aspera，草本植物以商陸Phytolacca acinosa、 淡 竹 葉Lophantherum gracile、 酢漿草Oxalis comiculata等；濕地松群落以濕地松為主，林下植被有喜樹Camptotheca acuminate、杜荊Vitex agnuscastus、苦櫧、樟樹，草本植物有鐵線蕨Adiantum capillusveneris、酢漿草、雞矢藤Paederiascandens、商陸等。

2 研究方法

2.1 試驗方法

采用樹脂芯方法[6]原位測定土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量以及凈硝化速率和凈氮礦化速率。目前我國研究土壤氮素礦化的方法主要有埋袋培養(yǎng)法、厭氣培養(yǎng)法、好氣培養(yǎng)法、頂蓋埋管法、樹脂芯方法[7-8]等。樹脂芯方法能夠部分克服埋袋法土壤水分不如自然狀態(tài)下具有波動性，對土壤干擾小。土壤的礦化產(chǎn)物可以隨水分下滲離開土芯，從而減少了對土壤進一步礦化的抑制作用[9-10]，具有較好的應用前景。

2010年7月，在湖南省森林植物園的樟樹和濕地松群落中，各設(shè)立10塊固定樣地，共20塊。樟樹每塊樣地為25 m×25 m，濕地松每塊樣地為10 m×10 m。樣地分別施高純度NH4NO3氮肥 5 g?m-2(LN)、15 g?m-2(MN)、30 g?m-2(HN)， 另外各設(shè)置一個對照樣地(СK)不作施肥處理。每個樣地都取一個重復樣，共設(shè)置40個管。

樹脂芯方法的實驗裝置包括：PVС管(內(nèi)徑4.0 cm,高15 cm)、5 g陰離子交換樹脂(氯型，強堿性)袋、濾紙（2張）和石膏塞(直徑略小于PVС管內(nèi)徑，厚度約0.4 cm，中部打孔)[11-12]。采樣前，先將地表凋落物去除，將2支PVС管同時打入地下0～15 cm土層，取出其中1支中的土壤帶回實驗室，其測定結(jié)果作為土壤含水率、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的初始值；將另外1支PVС管也取出，在不破壞土壤原狀結(jié)構(gòu)的情況下，用平口螺絲刀去除管底部約2 cm厚的土壤，在騰出的空間中，首先放入1張濾紙(避免樹脂袋和土壤直接接觸)，然后放置陰離子交換樹脂袋，再放置1張濾紙，最后放上石膏塞并固定住，小心地把PVС管放入原處進行培養(yǎng)，30 d后取回實驗室測定結(jié)果。石膏塞被放置在樹脂袋下部以避免PVС管下方土壤溶液中的被樹脂交換吸附，同時石膏塞上的孔也能確保土壤溶液的及時排出[13-16]。

2.2 數(shù)值計算與分析

式中：CN為土壤凈氮礦化量；CB銨為培養(yǎng)后銨態(tài)氮量；CB硝為培養(yǎng)后硝態(tài)氮量；CE硝為淋溶硝態(tài)氮量；CA銨為培養(yǎng)前銨態(tài)氮量；CA硝為培養(yǎng)前硝態(tài)氮量；RN為土壤凈氮礦化速率；t為培養(yǎng)時間；R銨為土壤凈銨化速率；R硝土壤凈硝化速率。

數(shù)據(jù)統(tǒng)計采用單因子方差分析，進行凈氮礦化量和凈氮礦化速率的比較，分析軟件和作圖工具分別采用SPSS13.0和Excel 2007。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤中無機氮含量的比較

對試驗樣地進行施氮肥處理后，樟樹林施氮肥HN、MN、LN和對照(СK)處理土壤中的硝態(tài)氮()含量差異不顯著(P＞0.05)，表明進行3種濃度的施氮肥處理后對樟樹林土壤中的硝態(tài)氮含量沒有影響或影響不大；濕地松林土壤中硝態(tài)氮含量差異極顯著(P＜0.01)，表明3種施氮肥處理對濕地松林土壤中的硝態(tài)氮含量有影響，且呈現(xiàn)HN＞MN＞LN＞СK的規(guī)律(見圖1)。而樟樹和濕地松林土壤中銨態(tài)氮(NH4+-N)的含量均差異不顯著(P＞0.05)，表明3種施氮肥處理后對樟樹林和濕地松林土壤的銨態(tài)氮含量影響不大或沒有影響。

圖1 樟樹林(С)和濕地松林(P)土壤中硝態(tài)氮()含量Fig. 1 Contents of in soils of C. camphora & P. elliottii

3.2 培養(yǎng)后土壤中銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和無機氮含量的變化

樟樹林和濕地松林HN、MN、LN和СK處理中土壤銨態(tài)氮（）和硝態(tài)氮()含量在培養(yǎng)前與培養(yǎng)后之間的差異均極顯著(P＜0.01)。HN、MN、LN和СK處理的土壤中均表現(xiàn)出銨態(tài)氮含量下降，硝態(tài)氮含量明顯上升(見圖1，2)。其中樟樹林銨態(tài)氮含量從培養(yǎng)前的149.67、99.93、77.97和 82.44 mg?kg-1分別降低到 117.34、56.69、41.54 和 53.44mg?kg-1，硝態(tài)氮含量從培養(yǎng) 前 的 0.96、0.59、0.50和 0.59 mg?kg-1分 別 上升到 5.19、4.80、3.77和 2.93 mg?kg-1；濕地松林銨態(tài)氮含量從培養(yǎng)前的102.14、81.91、97.64和152.62 mg?kg-1分別降低到 63.55、53.40、66.64、和112.51 mg?kg-1，硝態(tài)氮含量從培養(yǎng)前的8.56、4.24、3.00 和 1.71 mg?kg-1分 別 升 高 到 12.52、7.90、6.56和6.00 mg?kg-1。經(jīng)過培養(yǎng)后，施肥處理和對照土壤中的銨態(tài)氮()含量大于硝態(tài)氮()含量，仍然是無機氮的主要存在形式（見圖3）。

圖2 樟樹林(С)和濕地松林(P)土壤中銨態(tài)氮含量Fig. 2 Contents ofin soils of C. camphora & P. elliottii

圖3 樟樹林(С)和濕地松林(P)土壤中無機氮總量Fig. 3 Contents of Nitrogen mineralization in soils of C. camphora & P. elliottii

3.3 凈氮礦化量和礦化速率

凈氮礦化量和凈氮礦化速率反映土壤中無機氮的凈變化(見表1)。經(jīng)過培養(yǎng)后，在樟樹和濕地松林施肥HN、MN、LN和СK的土壤中，凈銨化量均出現(xiàn)負值，樟樹林分別降低了32.33、43.24、36.44和29.00 mg?kg-1，濕地松林分別降低了 38.59、28.50、31.00 和 40.11 mg?kg-1。凈硝化量均為正值，樟樹林分別增加了4.23、4.21、3.27和2.34 mg?kg-1，濕地松林分別增加了 3.96、3.66、3.56和3.28 mg?kg-1。2種林地3種處理的土壤氮礦化均表現(xiàn)為硝化作用，銨態(tài)氮向硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化。

樟樹林土壤施肥HN、MN、LN與СK的累計凈氮礦化量為-28.10、-39.03、33.16和-26.66 mg?kg-1。MN、LN 與 СK 的凈氮礦化量的差異極顯著(見表1，P＜0.01)，而HN的氮礦化量與СK之間的差異不顯著(P＞0.05)。凈氮礦化速率為MN(-1.30 mg?kg-1?d-1) ＜ LN( -1.11mg?kg-1?d-1) ＜HN(-0.94 mg?kg-1?d-1)＜СK(-0.89 mg?kg-1?d-1)。 表 明樟樹林施氮肥對土壤的氮礦化速率有一定的抑制性作用，氮肥的施用降低了其土壤氮礦化速率。本試驗數(shù)據(jù)顯示其規(guī)律性不明顯。

濕地松林土壤施肥HN、MN、LN與СK的累積凈氮礦化量為-34.63、24.84、27.44和36.83 mg?kg-1。MN、LN與СK的凈氮礦化量的差異極顯著(表1，P＜0.01)，HN的氮礦化量與СK之間的差異不顯著(P＞0.05)。凈氮礦化速率排序為СK(-1.23 mg?kg-1?d-1) ＜ HN(-1.15 mg?kg-1?d-1) ＜LN(-0.91 mg?kg-1?d-1)＜MN(-0.83 mg?kg-1?d-1)。表 明施氮肥對濕地松林土壤的氮礦化速率具有促進作用，且當施肥量從0～15 g?m-2時土壤氮礦化速率逐漸上升，施肥量達到30 g?m-2時氮礦化速率反而下降，說明15 g?m-2為濕地松的較佳施肥量。在氮肥施用量對農(nóng)業(yè)用地土壤氮含量分布影響的研究中表明，施氮肥可以增加農(nóng)作物產(chǎn)量，當?shù)蕽舛冗_到一定程度時會降低農(nóng)作物產(chǎn)量。

表1 樟樹和濕地松土壤氮礦化速率、氨化速率和硝化速率?Table 1 Nitrogen mineralization, nitrification, ammonification amount and rates of C. camphora & P. elliottii plantations soils

施肥對土壤氮素礦化影響的研究多在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中進行試驗，而對森林土壤氮礦化影響的研究很少見。從本試驗可以看出，樟樹和濕地松人工林在施不同量氮肥的情況下，土壤氮礦化速率受到不同的影響。樟樹林施氮肥對其土壤氮礦化速率具有明顯的抑制性作用；濕地松林施氮肥對其土壤氮礦化速率具有促進作用，且礦化速率在施肥量為0～15 g?m-2時是遞增的，當施肥量達到30 g?m-2時礦化速率降低。

由于森林土壤氮素轉(zhuǎn)換的過程非常復雜，且影響因素很多，外源氮輸入對森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮礦化的影響是一個復雜性和長期性的過程，外援施氮對森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮礦化，尤其是對亞熱帶森林土壤氮礦化的影響機制如何，還需要長期的模擬實驗進行驗證。

4 討 論

4.1 施肥對森林土壤氮礦化速率的影響

目前，盡管對森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮素轉(zhuǎn)換方面展開了很多研究，但是對外源氮對土壤氮素轉(zhuǎn)換的影響仍無明確的結(jié)論。Aber等[18]多年的研究表明，長期外源氮的施加會對溫帶森林土壤氮礦化速率的增加，在英國和瑞典等歐洲國家的對針葉林施加外源氮輸入的試驗也證明了此結(jié)論。然而在美國的研究卻不同，Magill等[19]的研究表明增加施氮量會使土壤的氮礦化增加，但是當外源氮達到一定量時，氮礦化會減少甚至少于對照處理。這與本試驗的研究結(jié)果相似，當濕地松的施肥量從0～15 g?m-2時土壤氮礦化速率逐漸上升，施肥量達到30 g?m-2時氮礦化速率反而下降。近年來，許多研究都證明了此結(jié)論，森林土壤氮礦化會隨著外源氮的增加而增加，當達到一定量時，氮礦化會隨氮輸入的增加而減少。

4.2 森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮素的轉(zhuǎn)換

森林生態(tài)系統(tǒng)土壤無機氮的主要成分為硝態(tài)氮和銨態(tài)氮，其中銨態(tài)氮占絕大部分。莫江明等[20-22]對不同森林類型的研究都表明了銨態(tài)氮占土壤無機氮含量的60%～94%。森林土壤氮素轉(zhuǎn)換的過程主要有氨化作用和硝化作用。土壤中有機態(tài)氮轉(zhuǎn)變成銨態(tài)氮的過程稱作氨化作用，銨態(tài)氮經(jīng)過硝化細菌和亞硝化細菌的作用轉(zhuǎn)變?yōu)橄鯌B(tài)氮的過程稱作硝化作用。在森林生態(tài)系統(tǒng)中，土壤中銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)換較為明顯[23]。本試驗研究表明，樟樹林和濕地松林土壤中均表現(xiàn)為銨態(tài)氮向硝態(tài)氮的轉(zhuǎn)變。

[1] 莫江明,郁夢德,孔國輝,等.鼎湖山馬尾松人工林土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮動態(tài)研究[J].植物生態(tài)學報,1997,21(4):335-341.

[2] 孟 盈,薛敬意,沙麗清,等.西雙版納不同熱帶森林下土壤氨態(tài)氮和硝態(tài)氮動態(tài)研究[J].植物生態(tài)學報,2001,25(1):99-104.

[3] 王光軍,田大倫,朱 凡,等.湖南省4種森林群落土壤氮的礦化作用[J].生態(tài)學報,2009,29(3):1607-1615.

[4] 朱兆良.中國土壤的氮素肥力與農(nóng)業(yè)中的氮素管理-中國土壤肥力[M].北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,1998.

[5] 沈善敏.氮肥在中國農(nóng)業(yè)發(fā)展中的貢獻和農(nóng)業(yè)中氮的損失[J].土壤學報,2002,39(增刊):12-25.

[6] Bremner, J.M. Studies on soil organic matter.?.chemical nature of soil organic nitrogen[J].J,Agric.sci.1949.39:183-193.

[7] 朱兆良,文啟孝主編.中國土壤氮素[M].南京:江蘇科學技術(shù)出版社,1990:3-24.

[8] Nordmeyer H, Richter J. ?ncbation experiments on nitrogen mineralization in loess and sandy soils[J].Plant and Soil,1985,85(3):433-435.

[9] Bremer E, Kuikman P. ?nfluence of competition for nitrogen in soil on net mineralization of nitrogen[J].Plant and Soil,1997,190(1):119-126.

[10] Nadelhoffer K J, Boone R D, Bowden R D, et al. The D?RT experiment: litter and root influences on forest soil organic matter stocks and function forests in time: The Environmental Сonsequences of 1000 Years of Сhange in New England. New Haven: Yale University Press,2004:300-315.

[11] 劉杏認,董云社,齊玉春.溫帶典型草地土壤凈氮礦化作用研究[J].環(huán)境科學,2007,28(3):633-639.

[12] 陳印平,潘開文,吳 寧,等.凋落物質(zhì)量和分解對中亞熱帶栲木荷林土壤氮礦化的研究[J].應用與環(huán)境生物學報,2005,11(2):146-151.

[13] 中國科學院南京土壤研究所主編.土壤理化分析[M].上海:上?？茖W技術(shù)出版社,1978.

[14] 王艷杰,鄒國元,付 樺,等.土壤氮素礦化研究進展[J].中國農(nóng)學通報,2005,21(10):203-208.

[15] 李貴才,韓興國,黃建輝,等.森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮礦化影響因素研究進展[J].生態(tài)學報,2001,21(7):1187-1195.

[16] Nadelhoffer K J, Giblin A E, Shaver G R, et al. Effects of temperature and substrate quality on element mineralization in six arctic soils[J].Ecology,1991,72(1):242-253.

[17] 徐曉榮,李恒輝,陳 良,等.還原蒸餾法與酚二磺酸比色法測定土壤硝態(tài)氮的比較.核農(nóng)學通報,1997,18(2):82—84.

[18] Aber J D, Nadelhoffer K J, Steudler P, et al. Nitrogen saturation in northern forest ecosystems-hypotheses and implications[J].Bioscience,1989,39:378-386.

[19] Magill A H, Downs M R, Nadelhoffer K J, et al. Forest ecosystem response to four years of chronic nitrate and sulfate additions to Bear Brooks watershed, Maine, USA[J].Forest Ecology and Management,1996,84:29-37.

[20] 莫江明,郁夢德,孔國輝.鼎湖山馬尾松人工林土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮動態(tài)研究[J].植物生態(tài)學報,1997,21(4):335-341.

[21] 李檢舟,沙麗清,王 君,等.云南哀牢山中山濕性常綠闊葉林土壤氮礦化季節(jié)變化[J].山地學報,2006,24(2):186-192.

[22] 李貴才,韓興國,黃建輝.哀牢山木果柯林及其退化植被下土壤無機氮庫的干季動態(tài)特征[J].植物生態(tài)學報,2001,25(2):210-217.

[23] 陳伏生,曾德慧,何興元,等.森林土壤氮素的轉(zhuǎn)化與循環(huán)[J].生態(tài)學雜志,2004,23(5):126-133.

Effects of nitrogen fertilizer on nitrogen mineralization rate in soils of Cinnamomum camphora and Pinus elliottii

ZHAO Da-yong1,3,YAN Wen-de1,2,3,T?AN Da-lun1,2,WANG Guang-jun1,2,ZHENG Wei1,4,L?ANG Xiao-cui1,3
(1.Сentral South University of Forestry & Technology, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;2. National Engineering Lab. for Applied Technology of Forestry & Ecology in South Сhina, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;3. Key Lab. of Urban Forest Ecology of Hunan Province, Сhangsha 410004, Hunan, Сhina;4. National Field Station for Scientif i c Observation and Experiment, Huitong 418307, Hunan, Сhina)

On June 2010, the nitrogen mineralization contents and nitrogen mineralization rates in the soils ofCinnamomum camphora&Pinus elliottiiplantations in Hunan Botanical Garden were evaluated and compared with three nitrogen treatments(LN:5 g·m-2, MN:15 g·m-2, HN:30 g·m-2) setting a control (no fertilization) for them respectively. The results show that there were different laws in soil N mineralization rates of the two plantations,C.camphora‘s law was: MN (-1.30 mg·kg-1·d-1)＜LN (-1.11 mg·kg-1·d-1)＜HN(-0.94 mg·kg-1·d-1)＜СK(-0.89 mg·kg-1·d-1);P.elliottii‘s law was: СK(-1.23 mg·kg-1·d-1)＜HN(-1.15 mg·kg-1·d-1)＜LN(-0.91 mg·kg-1·d-1)＜MN (-0.83 mg·kg-1·d-1). The fi ndings reveal that the nitrogen fertilization had produced inhibitory effects on the nitrogen mineralization rate in soils ofC. camphora, and produced promoting effect on the soils ofP. elliottii.

Cinnamomum camphora;Pinus elliottii; resin-core technique; nitrogen mineralization rate; fertilization

S714.5；S792.26；S791.246

A

1673-923X (2012)05-0129-05

2012-03-10

“十二五”農(nóng)村領(lǐng)域國家科技計劃課題(2011BAD38B0204)；教育部新世紀優(yōu)秀人才支持計劃(NСET-10-0151)；湖南省科技廳項目(2010TP4011-3)；湖南省教育廳項目(湘財教字[2010]70號)；長沙市科技局項目(K1003009-61)

趙大勇(1987-)，男，山東臨沂人，碩士生，主要從事森林生態(tài)學方面的研究；E-mail：hello_zdy@yahoo.cn

閆文德(1969-)，男，甘肅武威人，教授，博士生導師，博士，研究方向：城市生態(tài)學和森林生態(tài)學；

E-mail：csfuywd@hotmail.com

[本文編校：謝榮秀]