森林土壤氮素研究进展摘要氮素是林木生长所必需的大量营养元素之一，也是林木生长最重要的养分限制因子。

土壤氮素是林木吸取氮素的主要来源。

文章从氮素的化学结构、空间变异特征、氮沉降以及氮素矿化特征等方面土对土壤氮素的研究进展进行了综述。

并展望了今后土壤氮素的研究方向。

关键词化学机构；有机氮；变异特征；矿化；氮沉降1土壤中氮的含量和氮的形态土壤中氮的含量范围为0.02％—0.05％，表层土壤和心底土壤的含氮量相差很大。

心底土含氮量一般在0.1％以下，甚至只有0.02％；而表土的含氮量比较高，耕地土壤表层含氮量一般为0.05—0.3％，少数肥沃的耕地、草原、林地的表层土壤甚至可以达到0.5—0.6％以上，而冲刷严重、贫瘠的荒地表层土则可低至0.05％以下。

有机质土壤的含氮量较矿质土高，如腐泥土、泥炭土等的含氮量可以高达1—3.5％，当然，也有一些高位泥炭土含氮量在1％以下。

但是总的情况是含有机质高的土壤，其含氮量也比较高，两者有着密切的关系[1]。

在陆地生态系统中的氮以不同的形态存在于大气圈、岩石圈、生物圈、和水圈，并在各圈层之间相互转换，大气中氮以分子态氮（N2）和各种氮氧化物（NO2、N2O、NO等）形式存在。

其中生物不能吸收利用的惰性氮气（N2）占大气体积的78％，它们在微生物作用下通过同化作用或物理、化学作用进入土壤，转换为土壤和水体的生物有效氮—铵态氮（NH4-N）和硝态氮（NO3-N)[2]。

氮在土壤中以无机氮和有机氮形态存在，有机氮是土壤氮素的主要组成成分，占土壤总氮的90％左右[3]。

氮素的化学机构与供氮能力有关，我国研究学者通过先进化学仪器，初步查明，腐殖物质中氮素约70％以上以酰胺态氮存在，脂肪和杂环态氮均各占15％以下，杂环态氮主要是吲哚和吡咯类，吡啶类没有或者数量甚少。

非酸解氮中，部分可能为抗酸解的酰胺[4—5]。

传统上，人们一直认为植物只能吸收无机态氮素，而不能吸收有机态氮，土壤中的有机态氮必须经土壤微生物矿化为无机态氮后才能被植物吸收。

然而研究发现，在高寒苔原及北方森林生态系统中，无机氮含量少，既植物氮摄取量远高于土壤无机氮，这表明其他氮源为植物营养也很重要[20]。

报道称生长在苔草的莎草科(Cyperaceae)植物白毛羊胡子草(Eriophorum vaginatum)可以迅速吸收游离氨基酸，它吸收的氮至少60％来自氨基酸[3]。

2土壤中氮的空间变异特征森林生态系统中,在垂直尺度上，全氮和碱解氮在不同层次土壤中，存在明显差异性。

一般而言，自表层至下层，含量依次下降。

就碱解氮，A层土壤变异系数明显高于B、C层[6-7]。

由于森林演替和植被类型植被干扰程度及地形等多重因素的影响，森林土壤全氮及碳氮比在空间的分布有着明显的变异特征。

演替过程中，有机氮，全氮其平均值随生态系统由人工林、次生演替早起林、次生演替中后期林顺向演替，平均值先增加后减少[8]。

人工林土壤全氮异质性相对较低，空间分布较次生林更趋于均匀化。

次生林则表现出较强的空间自相关变异性[8]。

不同森林类型土壤全氮，有效氮质量分数均表现出阔叶林中明显高于针叶林。

土壤全氮在针阔混交林中变异强度最大，但变异的空间相关性较差，而在阔叶和针叶纯林中变异强度有所下降，但是变异的空间相关性较好[9]。

土壤氮素空间异质性的产生受多个环境因子的影响[10]。

当然土壤资源的异质性特征也可导致森林空间分布异质性及格局产生，同时，树木的有无，树木的种类和群落的结构也在很大程度上影响和改变土壤资源的异质性特征。

由此导致林分下土壤氮素不同形态在林分间甚至林分内不同空间样点间的异质性[11]。

混交林复杂的植物成分决定了林地返还凋落物成分较丰富且空间分配上较复杂，成为影响土壤氮素空间异质性程度高低的主要原因。

针阔混交林，依随机性变异为主，异质性程度强烈；针叶林自相关变异为主，呈现斑块状分布，异质性相对较弱[9]。

3 氮沉降人类的活动明显增加了大气沉降向土壤的氮输入，对生态系统具有明显的负效应。

世界各地大气氮沉降的通量与氮排放量呈线性关系。

目前在欧洲大部分地区森林的大气氮沉降量超过10kg·hm-2·a-1，欧洲边远地区减少至1kg·hm-2·a-1。

中欧为25—60kg·hm-2·a-1，大大超过了森林对氮的年需求量[12]。

尽管最初的富含氮元素的森林会枝繁叶茂，但是在某种程度上，氮元素“供过于需”，当植物被吸收的氮元素达到饱和时，多余的氮元素主要依硝酸盐的形式在土壤中聚集起来，这些带负电荷的离子会吸引钙、镁等正电荷离子并将其携带进入到地下水，从而剥夺了树木生长急需的基本营养物质[13]。

近几十年来，随着经济的迅速发展，在我国的一些森林中，已发现有很高的氮沉降量。

我国南方已成为继欧美之后的第三大酸沉降区。

2002年10月，在林地用人工施氮来模拟大气氮沉降增加，这是我国首次通过模拟实验手段系统地探索氮沉降对森林生态系统影响的一项研究，对认识中国的氮循环和氮控制状况有重要意义[14-15]。

实验表明，NH4+的硝化和过剩的NO3—的淋失是主要的酸化机制研究表明：Al3+浓度与NO3—浓度的相关性高于它与SO42–浓度的相关性，这意味着在活化Al3+方面，NO3—比SO42–更重要[12]。

4 氮矿化土壤氮库中的氮主要以有机氮的形式存在，无机氮仅占土壤总氮的1％，而植物所吸收的氮几乎都是无机形式，所以，土壤氮库中的有机氮必须不断的通过微生物的矿化作用转化为植物可吸收的有效态氮。

因此，了解土壤中的氮素转化具有重要意义[16]。

森林土壤氮素矿化存在明显的时空变异，傅民杰等研究表明，蒙古栎和红松林土壤在6月份表现出来强烈的氮矿化和硝化作用，而硬阔叶林及落叶松林7月氮素矿化强烈，4种森林生态系统上层土壤的氮净矿（硝）化率显著高于下层土壤。

4种林型土壤的硝化过程在氮矿化过程中占有重要作用。

阔叶林和针阔混交林生态系统矿化作用强度大于针叶林生态系统。

东北温带森林土壤氮矿化作用存在明显的季节特征[17]。

很多研究发现土壤中氮的矿化会随着海拔高度的升高而增加。

然而目前的证据还不足以很好的解释高海拔中高的氮矿化速率。

通常随着海拔高度的增加，温度随之下降，土壤有机质的分解速率也会下降，但是很多结果均显示，随着海拔高度增加森林土壤氮的矿化量也随之增加。

研究认为，高海拔土壤高的矿化势主要是由于其高的氮库及低的C/N，主要原因是高海拔森林处于氮饱和状态，而低海拔森林则处于氮制约状态[18]。

随着海拔高度的增加，土壤中总氮，无机氮及可溶性有机氮的含量均随之增加，氮的矿化也有类似的趋势。

铁杉与云杉土壤中氮的矿化对海拔变化的的响应存在明显的差异，不同植被也是影响土壤氮转化的一个因素[18-19]。

影响土壤氮矿化的环境因子主要是温度和水分。

因此，控制土壤温度和水分来研究土壤氮矿化过程的实验培养法，成为了一种国际上普遍采用的方法。

土壤微生物在15-20℃表现比较活跃。

饱和情况下，土壤透气性低，导致某些厌氧微生物如反硝化细菌生长活跃，导致部分无机氮以气体散失。

当温度升高时，含水量饱和的土壤中反硝化细菌活性增加的速率比矿化细菌的增加速率达，从而导致较高温度时土壤的净矿化速率偏低。

氮矿化速率都与温度呈正相关，低温时净硝化速率随温度升高而有所增加，当超过一定温度时，则呈现下降趋势[21]。

周才平等就有关温度、湿度影响氮矿化过程建立了三元的方程来描述温度（t）、湿度（wfps）度土壤氮矿化速率的影响：R min=e-7.60+0.07t+14.74wfps-10.41wfps2，利用这个实验模型估算了全国森林生态系统的年氮化量，估算结果也野外实测书记基本吻合[22]。

5 氮素养分研究展望森林土壤氮素养分的研究由来已久，也取得了长足的发展，但是依然存在诸多未定待定的问题。

5.1森林土壤中氮素主要存在以有机质中，每年的矿化率在5%以下，甚至更低，究其原因，还是由于有机质的复杂性，有机质难分解。

有机氮的结构有必要进一步研究，确定有机质的各种化学结构，难矿化的原因一遍为加快氮养分周转，提高人工营林的效率提供支持。

植物的吸收氮素的主要形式为无机氮，但是已有研究表明植物同样可以吸收少量有机氮，对于其吸收过程和机理以及被吸收的有机物质有必要深入研究。

5.2 土壤氮素的空间变异受诸如母质、林分、气候等各种复杂因素的影响，现有文献不同地区，不同生态系统变异特征既有相似之处，又有独特特征，并没有建立统一的模型或者局部地区的模型预测变异的发展趋势。

5.3 氮沉降在欧洲的研究已经很多，但是我国只有零星研究，中国的氮沉降检测缺乏长期网络观测信息。

目前对氮沉降的研究深度及广度不够，现在研究的数据由于受不同植物、不同地区、不同时间及不同研究方法的限制，无法得出国内氮沉降对生态系统影响的全面的普遍性的结论。

5.4 氮素矿化研究很多，但是全球气候变暖对氮矿化的影响研究还不多见，有必要在全球范围内开展相关研究。

土壤微生物对氮矿化起着举足轻重的作用，但是对于微生物固持的氮素去向、矿化特征研究不多，土壤微生物体固持的氮很容易矿化，开展相关研究对提高氮素可利用性有重要意义。

有报道称，随着海拔升高氮矿率升高，但是现有的研究结论不足以解释。

影响矿化速率的因素很多，很复杂。

不同的植被类型，海拔，气候带都有着主导因素，有必要研究。

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