李金享 春雪 辛穎 趙雨森

摘 要：為揭示大興安嶺地區(qū)重度火燒跡地在植被恢復(fù)后土壤氮素分布特征，本研究選取以1987年“5·6”大火后的重度火燒跡地經(jīng)過(guò)人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)的林分土壤為研究對(duì)象，對(duì)土壤全氮、14 d可礦化氮、無(wú)機(jī)氮（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮）和微生物量氮進(jìn)行探究。結(jié)果表明：①3種不同恢復(fù)方式下，天然恢復(fù)的林分土壤全氮儲(chǔ)量最高，全氮含量均為上層土壤大于下層土壤。②土壤14 d可礦化氮與銨態(tài)氮分布規(guī)律相似，其由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)、人工恢復(fù)。硝態(tài)氮與微生物量氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)。天然恢復(fù)的硝態(tài)氮與微生物量氮含量顯著大于人工恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)（P<0.05）。③土壤有機(jī)碳、pH、容重與全氮、有機(jī)氮和微生物量氮均呈極顯著相關(guān)關(guān)系。碳氮比（C/N）與硝態(tài)氮和銨態(tài)氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。在土壤氮素各指標(biāo)之間，微生物量氮與全氮、有機(jī)氮和14 d可礦化氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。植被生長(zhǎng)主要從土壤中吸收無(wú)機(jī)氮，本文通過(guò)對(duì)土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和14 d可礦化氮在不同恢復(fù)方式下的分布規(guī)律和結(jié)果表明，大興安嶺重度火燒跡地在天然恢復(fù)30 a后土壤中無(wú)機(jī)氮更利于植被的生長(zhǎng)和利用。

關(guān)鍵詞：大興安嶺;重度火燒跡地;不同恢復(fù)方式;土壤氮素

Abstract：In order to reveal the distribution characteristics of soil nitrogen under different restoration methods in the seriously burned areas of the Dax Xingan Mountains， forest soil underwent artificial restoration， artificially promoted natural restoration and natural restoration in the seriously burned areas after the “5·6” fire in 1987 was selected as the research object to investigate the soil total nitrogen， 14-day mineralizable nitrogen， inorganic nitrogen （ammonium nitrogen and nitrate nitrogen） and microbial biomass nitrogen. The results showed that： ① Of three different restoration methods， the soil total nitrogen storage was the highest under natural restoration. The total nitrogen content was higher in the upper soil than in the lower soil. ② The distribution of 14-day soil mineralizable nitrogen and ammonium nitrogen was similar， from high to low were： natural restoration， artificially promoted natural restoration and artificial restoration. The contents of nitrate nitrogen and microbial biomass nitrogen were the highest in natural restoration， then artificial restoration and artificially promoted natural restoration. Natural restoration was significantly greater than artificial restoration and artificially promoted natural restoration （P<0.05）. ③ Soil organic carbon， pH and bulk density were significantly correlated with total nitrogen， organic nitrogen and microbial biomass nitrogen. C/N had a very significant correlation with nitrate nitrogen and ammonium nitrogen. Among soil nitrogen indexes， microbial biomass nitrogen was significantly correlated with total nitrogen， organic nitrogen and 14-day mineralizable nitrogen. Plants mainly absorbed inorganic nitrogen from soil. In this paper， by studying the distribution of soil ammonium nitrogen， nitrate nitrogen and 14-day mineralizable nitrogen under different restoration methods， the results showed that the soil inorganic nitrogen in natural restoration after 30 years was more conductive to the growth and utilization of vegetation in the seriously burned areas of the Dax Xingan Mountains.

Keywords：Dax Xingan Mountains; seriously burned area; different restoration methods; soil nitrogen

0 引言

氮素是植被生長(zhǎng)發(fā)育所必需的重要營(yíng)養(yǎng)元素，不僅可以作為評(píng)價(jià)土壤肥力的指標(biāo)，而且由于氮素本身具有移動(dòng)性較強(qiáng)和損失率較高的特性，因此常成為植被生長(zhǎng)的限制因子。氮是植物生長(zhǎng)需求量最大的礦質(zhì)元素，是限制土壤生產(chǎn)力的重要因子。植物吸收的養(yǎng)分大部分來(lái)自土壤[1]，土壤氮素對(duì)植物生長(zhǎng)和生理代謝起著重要作用[2]。氮素形態(tài)會(huì)對(duì)植物生理代謝過(guò)程產(chǎn)生影響，從而影響植物生長(zhǎng)[2]。土壤中無(wú)機(jī)氮含量很少，一般只占全氮的1%～2%，最多也不會(huì)超過(guò)5%～8%[3]。礦化作用可使大部分有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成無(wú)機(jī)氮，植物直接吸收大部分無(wú)機(jī)氮和小部分有機(jī)氮，有機(jī)氮是植物礦質(zhì)氮的主要來(lái)源[4]。無(wú)機(jī)氮雖然只是土壤全氮很小一部分，但對(duì)植物的生長(zhǎng)過(guò)程起重要作用，土壤微生物量可以表征生態(tài)系統(tǒng)的現(xiàn)存土壤狀態(tài)，以及生態(tài)系統(tǒng)的健康狀況和營(yíng)養(yǎng)元素的儲(chǔ)備情況[5]，對(duì)土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化和循環(huán)過(guò)程具有重要意義。

大興安嶺是我國(guó)唯一的寒溫帶針葉林區(qū)，由于其氣候干燥多風(fēng)，且林下可燃物較多，導(dǎo)致森林火災(zāi)頻繁發(fā)生。尤其是1987年“5·6”特大森林火災(zāi)，對(duì)大興安嶺森林資源產(chǎn)生了嚴(yán)重的破壞，造成大面積的火燒跡地。諸多學(xué)者關(guān)注火燒對(duì)森林土壤碳、氮和磷等重要物質(zhì)循環(huán)帶來(lái)的影響[6-9]，對(duì)于大興安嶺火燒跡地植被恢復(fù)土壤營(yíng)養(yǎng)元素方面的研究，主要集中于土壤有機(jī)碳的分布特征[10-12]。對(duì)于土壤氮素的研究相對(duì)較少，已有研究表明，森林火災(zāi)發(fā)生后，會(huì)有大量的灰分進(jìn)入土壤，在一定程度上，灰分提高了植物對(duì)氮的利用和吸收，并且在火燒生態(tài)系統(tǒng)中提高了土壤有機(jī)物分解的溶解度，同時(shí)改變了微生物群落結(jié)構(gòu)[13]。大興安嶺重度火燒跡地植被恢復(fù)過(guò)程中，土壤全氮、有效氮的含量在火燒后初期有明顯的增加[14]。在火后不同年限土壤無(wú)機(jī)氮（銨態(tài)氮和硝態(tài)氮）隨著林火發(fā)生時(shí)間的增加，NH+4-N含量呈遞增趨勢(shì)，火后短期內(nèi)NO-3-N含量隨著時(shí)間推移先增加再減小[15]。土壤微生物量氮表現(xiàn)為隨著恢復(fù)年限的增加逐漸增大[16]。有關(guān)大興安嶺重度火燒跡地的不同恢復(fù)方式下土壤氮素的研究相對(duì)較少，本研究以大興安嶺重度火燒跡地在人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下的林分土壤為研究對(duì)象，通過(guò)對(duì)土壤全氮、14 d可礦化氮、速效氮（銨態(tài)氮、硝態(tài)氮）和微生物量氮的研究，揭示不同恢復(fù)方式下林分土壤各形態(tài)的氮素含量特征，為大興安嶺重度火燒跡地植被恢復(fù)提供科學(xué)理論依據(jù)。

1 材料與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于大興安嶺阿木爾林業(yè)局，地處我國(guó)北部邊疆黑龍江上游，東臨塔河林業(yè)局，南臨呼中林業(yè)局與內(nèi)蒙古滿歸林業(yè)局接壤，西與圖強(qiáng)林業(yè)局毗鄰，北以黑龍江主航道為界與俄羅斯隔江相望。地理坐標(biāo)為：52°15′03″～53°33′15″ N， 122°38′30″～124°05′05″ E。東西寬約50 km，南北長(zhǎng)約160 km，海拔為248～1 397 m，年平均氣溫-5 ℃左右，年平均降水量約455 mm，年無(wú)霜期90～120 d。土壤以棕色針葉林土為主，另外也有沼澤土和泥炭土，土層普遍較薄，多礫石。植被豐富度較高，主要喬木樹種有樟子松（Pinus sylvestris var. mongolica）、興安落葉松（Larix gmelinii）、山楊（Populus davidiana）和白樺（Betula platyphylla）等;主要灌木有興安杜鵑（Rhododendron dauricum）、越橘（Vaccinium vitis-idaea）和杜香（Ledum palustre）;主要草本有小葉章（Deyeuxia angustifolia）、舞鶴草（Maianthemum bifolium）和地榆（Sanguisorba officinalis）等。

1.2 樣地設(shè)置和研究方法

2018年7月初，對(duì)研究區(qū)內(nèi)1987年“5·6”大火重度火燒跡地經(jīng)過(guò)人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)的林分進(jìn)行踏查，選取坡度、坡向和海拔等立地條件基本一致的林分，在被選的各林分中分別設(shè)置3個(gè)20 m×30 m的標(biāo)準(zhǔn)樣地，所選的樣地在重度火燒發(fā)生前均為興安落葉松林，土壤類型均為棕色針葉林土。其中人工恢復(fù)是1989年在重度火燒跡地上栽植的興安落葉松人工林，造林時(shí)苗齡為2 a，每公頃3 300株，之后連續(xù)3 a進(jìn)行人工撫育。人工促進(jìn)天然恢復(fù)是在天然恢復(fù)的基礎(chǔ)上采取人工穴狀整地措施，主要樹種有白樺、山楊和興安落葉松等。天然恢復(fù)自重度火燒后未再受到任何人為活動(dòng)的干擾，主要樹種是山楊和白樺，且生長(zhǎng)狀況良好。樣地基本情況見(jiàn)表1。

（1） 土壤基本理化性質(zhì)的測(cè)定

土壤容重采用環(huán)刀法進(jìn)行測(cè)定;土壤pH采用電位法測(cè)定;土壤含水率采用烘干法測(cè)定;土壤有機(jī)碳采用元素分析儀（德國(guó)Elementar，Vario TOC）進(jìn)行測(cè)定;全氮采用濃硫酸消煮-半微量凱氏定氮法測(cè)定。

（2） 土壤無(wú)機(jī)氮（銨態(tài)氮、硝態(tài)氮）測(cè)定

稱10 g（精確到0.01 g）過(guò)2 mm篩孔新鮮土樣放于250 mL三角瓶?jī)?nèi)，加入1 mol/L氯化鉀100 mL，塞緊瓶塞，置于振蕩器上室溫震蕩1 h。定性濾紙過(guò)濾，濾液需要在24 h內(nèi)進(jìn)行分析，連續(xù)流動(dòng)分析儀（AA3）上機(jī)測(cè)定。如不能及時(shí)進(jìn)行測(cè)定需要將濾液放置冰箱儲(chǔ)存待測(cè)。

（3） 土壤14 d可礦化氮測(cè)定

采用Stanford等[17]的間歇淋洗好氣培養(yǎng)法。稱取15 g風(fēng)干土樣與等量石英砂混合，加入少量蒸餾水，用玻璃棒攪拌使其形成良好黏結(jié)的土砂混合物，將此混合物放在預(yù)先內(nèi)置一個(gè)玻璃球、15 g石英砂、上墊一層玻璃絲的50 mL培養(yǎng)管內(nèi)。混合物加入后，再在上面蓋一層玻璃絲和石英砂，以防淋洗時(shí)沖濺土壤。裝好后輕震幾下。用100 mL 0.01 mol/L的CaCl2分4次淋洗土壤中起始礦質(zhì)氮。此后加入25 mL無(wú)氮營(yíng)養(yǎng)液（0.002 mol/L CaSO4·2H2O;0.002 mol/L MgSO4;0.005 mol/L Ca（H2PO4）2;0.0025 mol/L K2SO4的混合液）。培養(yǎng)管口用塑料膜密封，多余水分在8 kPa負(fù)壓下抽去。然后，在塑料膜上扎兩個(gè)小孔，保持試管良好通氣。培養(yǎng)管置于（35±1） ℃恒溫培養(yǎng)箱中，預(yù)培養(yǎng)1周后，如上面方法淋洗礦化氮，加無(wú)氮營(yíng)養(yǎng)液和抽氣，然后繼續(xù)培養(yǎng)2周，再次淋洗其礦化氮，分別收集各次淋洗液，用連續(xù)流動(dòng)分析儀（AA3）測(cè)定。

（4） 土壤微生物量氮測(cè)定

熏蒸：稱取新鮮土壤（相當(dāng)于干土10.0 g）3份，分別放入25 mL小燒杯中。將燒杯放入真空干燥器中，并放置盛有乙醇提純后的氯仿（約2/3）的15 mL燒杯2只或3只，燒杯內(nèi)放入少量防暴沸玻璃珠，同時(shí)放入一盛有NaOH溶液的小燒杯，以吸收熏蒸過(guò)程中釋放出來(lái)的CO2，干燥器底部加入少量水以保持容器濕度。蓋上真空干燥器蓋子，用真空泵抽真空，使氯仿沸騰5 min。關(guān)閉真空干燥器閥門，在25 ℃黑暗條件下培養(yǎng)24 h。同時(shí)，另稱等量的3份土壤，置于另一干燥器中為不熏蒸對(duì)照處理（熏蒸后不可久放，應(yīng)該快速浸提）[18]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)采用 SPSS Statistics 20和Excel 2010軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，利用單因素方差分析（ANONA）研究不同恢復(fù)方式下土壤全氮及無(wú)機(jī)氮等形態(tài)氮素的差異性，用Pearson法分析不同恢復(fù)方式下土壤各形態(tài)氮素與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)性。使用Origin 2018繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復(fù)方式下土壤基本理化性質(zhì)特征

本研究區(qū)域土壤為棕色針葉林土（表2），土壤呈偏酸性，0～20 cm土壤pH范圍為3.87～4.29，其中天然恢復(fù)方式最高，人工促進(jìn)天然恢復(fù)方式最低，下層土壤pH高于上層。土壤容重范圍為0.69～1.79 g/cm3，人工促進(jìn)天然恢復(fù)方式最高，天然恢復(fù)方式最低，人工恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下層土壤容重高于上層。土壤有機(jī)碳含量范圍為17.58～134.03 g/kg，在0～20 cm土層，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)土壤有機(jī)氮含量分別為50.50～92.58、17.58～42.54、44.33～134.03 g/kg，天然恢復(fù)方式下土壤有機(jī)碳含量最高，人工促進(jìn)天然恢復(fù)方式最低。土壤C/N的變化范圍為10.21～24.69，在0～10 cm土層，人工恢復(fù)方式最大，為24.69;人工促進(jìn)天然恢復(fù)方式最小，為14.09。在>10～20 cm土層，人工恢復(fù)方式最大，為19.20;天然恢復(fù)最小，為10.21。

2.2 土壤全氮特征

大興安嶺火燒跡地3種不同恢復(fù)方式下土壤總氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)（圖1），其含量分別為4.34～6.91、2.63～3.75、1.49～3.02 g/kg，天然恢復(fù)方式下土壤全氮含量顯著高于其他兩種恢復(fù)方式（P<0.05）。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤全氮含量為3.02～6.91 g/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤總氮含量分別為3.75、3.02、6.91 g/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤全氮含量為1.49～4.34 g/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤總氮含量分別為2.63、1.49、4.34 g/kg;且上層土壤全氮含量大于下層。

2.3 土壤有機(jī)氮特征

土壤有機(jī)氮含量和土壤全氮含量規(guī)律基本一致，其含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)（圖2）。天然恢復(fù)有機(jī)氮顯著大于人工恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)（P<0.05）。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤有機(jī)氮含量為1.81～5.93 g/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤總氮含量分別為3.08、1.81、5.93 g/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤全氮含量為0.32～3.16 g/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤有機(jī)氮含量分別為1.77、0.32、3.16 g/kg;且上層土壤有機(jī)氮含量大于下層。

2.4 土壤14 d可礦化氮特征

不同恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)、人工恢復(fù)（圖3）。天然恢復(fù)礦化氮顯著大于人工恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)（P<0.05）。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮含量為33.13～74.87 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮含量分別為33.13、40.93、74.87 mg/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮含量為2.19～4.28 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮含量分別為2.19、2.93、4.28 mg/kg;且上層土壤14 d可礦化氮含量大于下層。

2.5 土壤微生物量氮特征

從圖4可知，不同恢復(fù)方式下土壤微生物量氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)。天然恢復(fù)土壤微生物量氮顯著大于人工恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)（P<0.05）。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤微生物量氮含量為93.67～129.12 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤微生物量氮含量分別為108.87、93.67、129.12 mg/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤微生物量氮含量為17.58～82.53 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤微生物量氮含量分別為51.66、17.58、82.53 mg/kg;且上層土壤微生物量氮含量大于下層。

2.6 土壤速效氮特征

不同恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮含量分別如圖5和圖6所示。

從圖5可知，不同恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)。天然恢復(fù)土壤速效氮顯著大于人工恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)（P<0.05）。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮含量為0.67～1.21 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮含量分別為0.82、0.67、1.21 mg/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮含量為0.57～0.87 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤硝態(tài)氮含量分別為0.76、0.57、0.87 mg/kg;且上層土壤硝態(tài)氮含量大于下層。

由圖6可知，不同恢復(fù)方式下土壤銨態(tài)氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)、人工恢復(fù)。天然恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)顯著大于人工恢復(fù)（P<0.05），天然恢復(fù)和人工促進(jìn)天然恢復(fù)土壤銨態(tài)氮無(wú)顯著性差異。0～10 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤銨態(tài)氮含量為4.51～6.60 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤銨態(tài)氮含量分別為4.51、6.29、6.60 mg/kg。>10～20 cm土層，3種不同恢復(fù)方式下土壤銨態(tài)氮含量為4.27～5.42 mg/kg，人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)方式下土壤銨態(tài)氮含量分別為4.27、5.07、5.42 mg/kg;且上層土壤銨態(tài)氮含量大于下層。

2.7 土壤氮素與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性

大興安嶺重度火燒跡地在不同恢復(fù)方式下土壤氮素與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性見(jiàn)表3，土壤有機(jī)碳、pH、容重與全氮、有機(jī)氮和微生物量氮均呈極顯著相關(guān)關(guān)系。C/N與硝態(tài)氮和銨態(tài)氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。在土壤氮素各指標(biāo)之間，微生物量氮與全氮、有機(jī)氮和14 d可礦化氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。銨態(tài)氮與可礦化氮和硝態(tài)氮呈顯著相關(guān)關(guān)系。

3 討論

自1987年“5 · 6”森林特大火災(zāi)后，大興安嶺重度火燒跡地進(jìn)行了大面積的植被恢復(fù)，主要采取3種恢復(fù)方式，分別為人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)[19]。本研究中，天然恢復(fù)方式下土壤全氮含量最高，人工恢復(fù)方式次之，人工促進(jìn)天然恢復(fù)最低。重度火燒跡地在不同的恢復(fù)方式下植被類型有所不同，天然恢復(fù)方式下主要樹種為山楊和白樺，均為闊葉樹種，林下多為興安杜鵑、越桔和杜香等灌叢;人工恢復(fù)的樹種為興安落葉松，林下基本無(wú)灌木，草本植物有小葉草和舞鶴草，人工促進(jìn)天然恢復(fù)方式下主要樹種有白樺、山楊和興安落葉松等。森林發(fā)生重度火燒后，一方面，在植被恢復(fù)過(guò)程中將大部分的無(wú)機(jī)營(yíng)養(yǎng)元素返還給土壤[13]，并且隨著植被物種豐富度的增加，植被生長(zhǎng)所產(chǎn)生的凋落物以及根系部分所產(chǎn)生的腐解物在土壤中不斷礦化、積累，另一方面，植被恢復(fù)改善了土壤質(zhì)地、通氣狀況和理化性質(zhì)，進(jìn)一步促使微生物的活動(dòng)能力增強(qiáng)，對(duì)氮素的固定轉(zhuǎn)化能力增強(qiáng)[20]，這些過(guò)程和作用均會(huì)促進(jìn)14 d可礦化氮和微生物量氮含量的增加[21]。大興安嶺重度火燒跡地在天然恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮和微生物量氮含量最高，因?yàn)樘烊换謴?fù)方式下植被物種豐富度更高，產(chǎn)生的凋落物更多，凋落物分解程度也比另外兩種恢復(fù)方式要高。

3種恢復(fù)方式下土壤無(wú)機(jī)氮含量差異顯著，天然恢復(fù)方式下無(wú)機(jī)氮含量最高，且上層土壤含量大于下層土壤。土壤中無(wú)機(jī)氮（銨態(tài)氮、硝態(tài)氮）的含量在一定時(shí)間范圍內(nèi)，在土壤中進(jìn)行氮輸入、氮輸出，并且保持二者動(dòng)態(tài)平衡，受土壤理化性質(zhì)、土壤環(huán)境、植被生長(zhǎng)狀況、凋落物質(zhì)量和數(shù)量、根系的分泌物和人類活動(dòng)等因素的影響[22-24]。因此，不同地域、不同時(shí)間、不同土層森林土壤無(wú)機(jī)氮含量均可能存在很大差異[25-28]。對(duì)于無(wú)機(jī)氮的兩種形態(tài)而言，銨態(tài)氮與硝態(tài)氮的含量呈顯著相關(guān)關(guān)系，且土壤銨態(tài)氮的硝化作用是硝態(tài)氮的主要來(lái)源。一般而言，森林土壤的銨態(tài)氮濃度通常高于硝態(tài)氮濃度[29]，這是生態(tài)系統(tǒng)保持氮素的一種機(jī)制[30]，在大興安嶺地區(qū)，全氮與硝態(tài)氮的含量相關(guān)性并不顯著，且硝態(tài)氮相較銨態(tài)氮的含量低，這可能是在發(fā)生重度火燒前均為原始落葉松林，酸性的原始森林土壤對(duì)自養(yǎng)硝化菌的抑制，演替晚期硝化底物不足，多元酚等化感物質(zhì)對(duì)硝化微生物的抑制等原因引起的[31-32]。

本研究表明，土壤有機(jī)碳、pH、容重與全氮、有機(jī)氮和微生物量氮均呈極顯著相關(guān)關(guān)系。土壤的通透性取決于土壤容重，容重的大小反映土壤的緊實(shí)結(jié)構(gòu)[33]，進(jìn)一步影響土壤中O2的循環(huán)，對(duì)于微生物活動(dòng)造成一定的影響[34]。有研究表明，土壤pH與氮礦化作用呈正相關(guān)關(guān)系，這是由于pH的升高對(duì)土壤有機(jī)質(zhì)的可溶性起到了促進(jìn)的作用，給微生物的生存環(huán)境提供了大量富含C、N的基團(tuán)，為微生物創(chuàng)造有利的條件，因而加速了氮素的礦化[35]。本研究區(qū)內(nèi)的土壤均為酸性，pH與土壤全氮、有機(jī)氮、14 d可礦化氮和微生物量氮呈正相關(guān)關(guān)系。土壤C/N不僅是土壤環(huán)境和土壤質(zhì)量變遷的敏感指標(biāo)，也對(duì)土壤氮循環(huán)和蓄積具有重要影響[36]。本研究表明，土壤C/N與土壤全氮、有機(jī)氮、14 d可礦化氮和微生物量氮無(wú)相關(guān)關(guān)系，與土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系?？赡艿脑蚴牵涸?種恢復(fù)方式下土壤C/N不穩(wěn)定，在0～20 cm土層C/N為10.21～24.69，對(duì)于土壤微生物的作用較小。C/N越大，土壤氮素越難被礦化，進(jìn)而影響土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的含量，造成氮素的循環(huán)與利用作用不明顯。

4 結(jié)論

通過(guò)對(duì)大興安嶺重度火燒跡地經(jīng)人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)和天然恢復(fù)林地土壤無(wú)機(jī)氮分布特征研究發(fā)現(xiàn)：

（1）大興安嶺重度火燒跡地在不同方式下經(jīng)過(guò)30 a植被恢復(fù)后，天然恢復(fù)方式下土壤全氮儲(chǔ)量最高。

（2）3種恢復(fù)方式下土壤14 d可礦化氮與銨態(tài)氮分布規(guī)律相似，由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)、人工恢復(fù)。硝態(tài)氮含量由大到小順序?yàn)椋禾烊换謴?fù)、人工恢復(fù)、人工促進(jìn)天然恢復(fù)。

（3）土壤有機(jī)碳、pH、容重與全氮、有機(jī)氮和微生物量氮均呈極顯著相關(guān)關(guān)系。C/N與硝態(tài)氮和銨態(tài)氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。在土壤氮素各指標(biāo)之間，微生物量氮與全氮、有機(jī)氮和14 d可礦化氮呈極顯著相關(guān)關(guān)系。植物生長(zhǎng)主要從土壤中吸收無(wú)機(jī)氮，對(duì)銨態(tài)氮和硝態(tài)氮以及14 d可礦化氮的研究結(jié)果表明，大興安嶺重度火燒跡地經(jīng)過(guò)30 a植被恢復(fù)，天然恢復(fù)方式下土壤中無(wú)機(jī)氮更有利于植被的生長(zhǎng)和利用。

【參 考 文 獻(xiàn)】

[1]巨曉棠，劉學(xué)軍，張福鎖.冬小麥生長(zhǎng)期土壤固定態(tài)銨與微生物氮的動(dòng)態(tài)研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2004，12（1）：90-91.

JU X T， LIU X J， ZHANG F S. Dynamics of soil fixed NH4+ and soil microbiomass nitrogen in the growing season of winter wheat[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture， 2004， 12（1）： 90-91.

[2]岳喜良，秦 健，洑香香，等.氮素水平對(duì)青錢柳葉片主要次生代謝物含量和抗氧化能力的影響[J].南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2020，44（2）：35-42.

YUE X L，QIN J，F(xiàn)U X X，et al.Effects of nitrogen fertilization on secondary metabolite accumulation and antioxidant capacity of Cycolcurya paliurus （Batal.）Iljinskaja leaves[J].Journal of Nanjing Forestry University（Natural Science Edition），2020，44（2）：35-42.

[3]周志華，肖化云，劉叢強(qiáng).土壤氮素生物地球化學(xué)循環(huán)的研究現(xiàn)狀與進(jìn)展[J].地球與環(huán)境，2004，32（3/4）：21-26.

ZHOU Z H， XIAO H Y， LIU C Q. Research status of and advances in biogeochemical cycling nitrogen in soils[J]. Earth and Environment， 2004， 32（3/4）： 21-26.

[4]叢耀輝，張玉玲，張玉龍，等.黑土區(qū)水稻土有機(jī)氮組分及其對(duì)可礦化氮的貢獻(xiàn)[J].土壤學(xué)報(bào)，2016，53（2）：457-467.

CONG Y H， ZHANG Y L， ZHANG Y L， et al. Soil organic nitrogen components and their contributions to mineralizable nitrogen in paddy soil of the black soil region[J]. Acta Pedologica Sinica， 2016， 53（2）： 457-467.

[5]王巖，沈其榮，史瑞和，等.土壤微生物量及其生態(tài)效應(yīng)[J].南京農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，1996，19（4）：45-51.

WANG Y， SHEN Q R， SHI R H， et al. Soil microbial biomass and its ecological effects[J]. Journal of Nanjing Agricultural University， 1996， 19（4）： 45-51.

[6]韓春蘭，邵帥，王秋兵，等.興安落葉松林火干擾后土壤有機(jī)碳含量變化[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35（9）：3023-3033.

HAN C L， SHAO S， WANG Q B， et al. The variability of soil organic carbon content in Larix gmelinii forests after fire disturbances[J]. Acta Ecologica Sinica， 2015， 35（9）： 3023-3033.

[7]孔健健，張亨宇，荊爽.大興安嶺火后演替初期森林土壤磷的動(dòng)態(tài)變化特征[J].生態(tài)學(xué)雜志，2017，36（6）：1515-1523.

KONG J J， ZHANG H Y， JING S. Dynamic characteristics of forest soil phosphorus in the early succession after fire in Great Xingan Mountains[J]. Chinese Journal of Ecology， 2017， 36（6）： 1515-1523.

[8]宋利臣， 何平平，崔曉陽(yáng).重度林火對(duì)大興安嶺土壤生境因子的影響[J].生態(tài)學(xué)雜志，2015，34（7）：1809-1814.

SONG L C， HE P P， CUI X Y. Effects of severe forest fire on soil habitat factors in Greater Xing an Mountains[J]. Chinese Journal of Ecology， 2015， 34（7）： 1809-1814.

[9]楊新芳，鮑雪蓮，胡國(guó)慶，等.大興安嶺不同火燒年限森林凋落物和土壤C、N、P化學(xué)計(jì)量特征[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，27（5）：1359-1367.

YANG X F， BAO X L， HU G Q， et al. C： N： P stoichiometry characteristics of litter and soil of forests in Great Xingan Mountains with different fire years[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2016， 27（5）： 1359-1367.

[10]李紅運(yùn)，辛穎，趙雨森.火燒跡地不同恢復(fù)方式土壤有機(jī)碳分布特征[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，27（9）：2747-2753.

LI H Y， XIN Y， ZHAO Y S. Distribution characteristics of soil organic carbon of burned area under different restorations[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2016， 27（9）： 2747-2753.

[11]錢國(guó)平，趙志霞，李正才，等.火燒對(duì)北亞熱帶天然次生林土壤有機(jī)碳的影響[J].南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2017，41（6）：115-119.

QIAN G P，ZHAO Z X，LI Z C，et al.Effects of fire on soil organic carbon in natural secondary forest in north subtropical areas[J].Journal of Nanjing Forestry University（Natural Science Edition），2017，41（6）：115-119.

[12]李攀，李齊，周梅，等.興安落葉松林火燒跡地凍土碳儲(chǔ)量分布規(guī)律研究[J].西北農(nóng)林科技大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2014，42（4）：95-101.

LI P， LI Q， ZHOU M， et al. Distribution of permafrost carbon storage in burned forest of Larix gemelinii[J]. Journal of Northwest A & F University （Natural Science Edition）， 2014， 42（4）： 95-101.

[13]GROGAN P， BRUNS T D， CHAPIN F S. Fire effects on ecosystem nitrogen cycling in a Californian bishop pine forest[J]. Oecologia， 2000， 122（4）： 537-544.

[14]宋啟亮，董希斌，李勇，等.采伐干擾和火燒對(duì)大興安嶺森林土壤化學(xué)性質(zhì)的影響[J].森林工程，2010，26（5）：4-7.

SONG Q L， DONG X B， LI Y， et al. Impacts of burning and logging disturbance on soil chemical properties of forest in Daxinganling Mountain region[J]. Forest Engineering， 2010， 26（5）： 4-7.

[15]朱光艷，胡同欣，李飛，等.火后不同年限興安落葉松林土壤氮的礦化速率及其影響因素[J].中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào)，2018，38（3）：88-96.

ZHU G Y， HU T X， LI F， et al. Soil nitrogen mineralization rate and its impact factors in Larix gmelinii forest after different years fire disturbance[J]. Journal of Central South University of Forestry & Technology， 2018， 38（3）： 88-96.

[16]王麗紅，辛穎，趙雨森，等.大興安嶺火燒跡地植被恢復(fù)中土壤微生物量及酶活性[J].水土保持學(xué)報(bào)，2015，29（3）：184-189.

WANG L H， XIN Y， ZHAO Y S， et al. Soil microbial biomass and enzyme activity in the process of vegetation restoration in burned area of Great Xingan Mountains[J]. Journal of Soil and Water Conservation， 2015， 29（3）： 184-189.

[17] STANFORD G， SMITH S J. Nitrogen mineralization potentials of soils[J]. Soil Science Society of America Journal， 1972， 36（3）： 465-472.

[18]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社，2000.

LU R K. Methods for agricultural chemical analysis of soil[M]. Beijing： China Agriculture Scientech Press， 2000.

[19]王緒高，李秀珍，孔繁花，等.大興安嶺北坡火燒跡地自然與人工干預(yù)下的植被恢復(fù)模式初探[J].生態(tài)學(xué)雜志，2003，22（5）：30-34.

WANG X G， LI X Z， KONG F H， et al. Model of vegetation restoration under natural regeneration and human interference in the burned area of northern Daxinganling[J]. Chinese Journal of Ecology， 2003， 22（5）： 30-34.

[20]RUTIGLIANO F A， CASTALDI S， DASCOLI R， et al. Soil activities related to nitrogen cycle under three plant cover types in Mediterranean environment[J]. Applied Soil Ecology， 2009， 43（1）： 40-46.

[21]MAITHANI K， ARUNACHALAM A， TRIPATHIB R S， et al. Nitrogen mineralization as influenced by climate， soil and vegetation in a subtropical humid forest in northeast India[J]. Forest Ecology and Management， 1998， 109（1-3）： 91-101.

[22]向升華，高人，馬紅亮，等.不同年齡杉木人工林土壤無(wú)機(jī)氮比較研究[J].亞熱帶資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2008，3（1）：24-30.

XIANG S H， GAO R， MA H L， et al. A comparative study on soil inorganic nitrogen content for different aged Chinese fir plantations[J]. Journal of Subtropical Resource and Environment， 2008， 3（1）： 24-30.

[23]WANG Y K， CHANG S， FANG S Z， et al. Contrasting decomposition rates and nutrient release patterns in mixed vs singular species litter in agroforestry systems[J]. Journal of Soils and Sediments， 2014， 14（6）： 1071-1081.

[24]宋新章，江洪，余樹全，等.中亞熱帶森林群落不同演替階段優(yōu)勢(shì)種凋落物分解試驗(yàn)[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2009，20（3）：537-542.

SONG X Z， JIANG H， YU S Q， et al. Litter decomposition of dominant plant species in successional stages in mid-subtropical zone[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2009， 20（3）： 537-542.

[25]方運(yùn)霆，莫江明，周國(guó)逸，等.南亞熱帶森林土壤有效氮含量及其對(duì)模擬氮沉降增加的初期響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，24（11）：2353-2359.

FANG Y T， MO J M， ZHOU G Y， et al. The short-term responses of soil available nitrogen of Dinghushan forests to simulated N deposition in subtropical China[J]. Acta Ecologica Sinica， 2004， 24（11）： 2353-2359.

[26]張揚(yáng)，裴亞蒙，任昊曄，等.模擬氮沉降對(duì)長(zhǎng)白山興安落葉松林土壤有機(jī)碳庫(kù)的短期影響[J].林業(yè)科技，2019，44（3）：22-25.

ZHANG Y， PEI Y M， REN H Y， et al. Response of soil total organic carbon and its fractions to short-term simulated nitrogen deposition in a Larix gmelinii plantation in Changbai Mountains[J]. Forestry Science & Technology， 2019， 44（3）：22-25.

[27]李嚴(yán)寒，孫楠.不同林隙間伐對(duì)長(zhǎng)白落葉松土壤物理性質(zhì)的影響[J].林業(yè)科技，2019，44（3）：26-28.

LI Y H， SUN N. Effect of different size gap thinning of Larix olgensis plantation on the physical properties of soil[J]. Forestry Science & Technology， 2019， 44（3）：26-28.

[28]谷會(huì)巖，金靖博，陳祥偉，等.采伐干擾對(duì)大興安嶺北坡興安落葉松林土壤化學(xué)性質(zhì)的影響[J].土壤通報(bào)，2009，40（2）：272-275.

GU H Y， JIN J B， CHEN X W， et al. Effects of logging disturbance on soil chemical properties of Larix gmelini forests in the northern slope on Greater Hinggan Mountains[J]. Chinese Journal of Soil Science， 2009， 40（2）： 272-275.

[29]李貴才，韓興國(guó)，黃建輝，等.哀牢山中山濕性常綠闊葉林不同干擾強(qiáng)度下土壤無(wú)機(jī)氮的變化[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2003，14（8）：1251-1256.

LI G C， HAN X G， HUANG J H， et al. Dynamics of soil inorganic nitrogen in middle mountain moist evergreen broadleaf forest under different disturbance intensities in Ailao mountain[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2003， 14（8）： 1251-1256.

[30]RATNAM J， SANKARAN M， HANAN N P， et al. Nutrient resorption pattern of plant functional groups in a tropical savanna： variation andfunctional significance[J]. Oecologia， 2008， 157（1）： 141-151.

[31]賀紀(jì)正，張麗梅.土壤氮素轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵微生物過(guò)程及機(jī)制[J].微生物學(xué)通報(bào)，2013，40（1）：98-108.

HE J Z， ZHANG L M. Key processes and microbial mechanisms of soil nitrogen transformation[J]. Microbiology China， 2013， 40（1）： 98-108.

[32]冀錦華，王小兵，孟建宇，等.大興安嶺森林表層土壤真菌多樣性的分析[J].北方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2016，44（3）：5-10.

JI J H， WANG X B， MENG J Y， et al. Analysis of fungal diversity in the surface soil of Great Khingan forest[J]. Journal of Northern Agriculture， 2016， 44（3）： 5-10.

[33]吳海勇，李明德，劉瓊峰，等.稻草不同途徑還田對(duì)土壤結(jié)構(gòu)及有機(jī)質(zhì)特征的影響[J].土壤通報(bào)，2012，43（4）：836-841.

WU H Y， LI M D， LIU Q F， et al. Effects of different modes of straw returning on soil structure and character of soil organic matter[J]. Chinese Journal of Soil Science， 2012， 43（4）： 836-841.

[34]JONATHAN D. Nitrogen mineralization potential in important agricultural soils of Hawai‘i[J]. Soil and Crop Management， 2006， 15： 1-5.

[35]CURTIN D， CAMPBELL C A， JALIL A. Effects of acidity on mineralization： pH-dependence of organic matter mineralization in weakly acidic soils[J]. Soil Biology and Biochemistry， 1998， 30（1）： 57-64.

[36]張晗，歐陽(yáng)真程，趙小敏，等.江西省不同農(nóng)田利用方式對(duì)土壤碳、氮和碳氮比的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2018，38（6）：2486-2497.

ZHANG H， OUYANG Z C， ZHAO X M， et al. Effects of different land use types on soil organic carbon， nitrogen and ratio of carbon to nitrogen in the plow layer of farmland soil in Jiangxi Province[J]. Acta Scientiae Circumstantiae， 2018， 38（6）： 2486-2497.