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

朱光艷，胡同欣，李 飛，趙彬清，孫 龍

（東北林業(yè)大學(xué) 林學(xué)院，黑龍江 哈爾濱 150040）

在森林生態(tài)系統(tǒng)中氮素是最重要的元素之一[1-2]。土壤中氮素的轉(zhuǎn)化是森林生態(tài)系統(tǒng)中最重要的過(guò)程，同時(shí)也是氮的生化循環(huán)過(guò)程中的最關(guān)鍵組成部分之一[3]。土壤中氮素是最易影響植物生長(zhǎng)的元素[4-5]。在植物整個(gè)生長(zhǎng)周期過(guò)程中都發(fā)揮著重要作用，因此氮的有效性往往是決定生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力的關(guān)鍵因素[6-7]。森林生態(tài)系統(tǒng)中氮素主要以?xún)煞N形式存在，但絕大數(shù)以有機(jī)態(tài)為主，且大部分在土壤中[8]。由于近百年中人類(lèi)的活動(dòng)使全球含氮量快速增長(zhǎng)并超過(guò)極值，從而引起了許多環(huán)境問(wèn)題?！暗柡汀睂?duì)森林生態(tài)系統(tǒng)的正常結(jié)構(gòu)和功能有顯著地影響[9-10]。全球氣候變暖將改變?cè)镜臍夂驐l件及生態(tài)系統(tǒng)的碳氮比，對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)中土壤氮的轉(zhuǎn)化，特別是土壤氮礦化后對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的一系列反饋造成嚴(yán)重的影響，比如無(wú)機(jī)氮的流失等[11]。

北方森林生態(tài)系統(tǒng)在維持全球生態(tài)平衡方面具有重要意義，對(duì)全球氣候變暖也最為敏感[12]。而火干擾對(duì)北方森林生態(tài)系統(tǒng)有顯著影響，但在北方森林生態(tài)系統(tǒng)中有關(guān)火干擾對(duì)土壤氮循環(huán)的研究尚不多見(jiàn)，尤其森林生態(tài)系統(tǒng)火后長(zhǎng)期氮循環(huán)影響研究十分缺乏[13]。

國(guó)外有關(guān)林火對(duì)森林土壤影響方面的研究較多而且開(kāi)展的也早， 目前研究發(fā)現(xiàn)，火干擾可以迅速改變土壤理化性質(zhì)和養(yǎng)分。林火通過(guò)燃燒有機(jī)質(zhì)對(duì)氮循環(huán)產(chǎn)生影響，氮分子在200 ℃左右揮發(fā)[14]。當(dāng)達(dá)到500 ℃時(shí)，有機(jī)質(zhì)中將有近一半的氮會(huì)揮發(fā)[15]。已有研究證明，火燒釋放了大量?jī)?chǔ)存在地上生物量中的氮[16]，也會(huì)引起可利用氮的短期內(nèi)增加，從而促進(jìn)火后植被更新[17-19]。這種N增加的趨勢(shì)一般維持在火后大約 1～2 年之內(nèi)[20-22]。隨著氨根離子和 pH 值的增加土壤硝化作用開(kāi)始增強(qiáng)[23-24]，硝化作用一般從火后數(shù)天內(nèi)開(kāi)始增強(qiáng)，計(jì)劃火燒后一年左右達(dá)到最大值[25]。Grady 和 Hart[26]在 2006 年就已經(jīng)在重度火燒后 7 年的北美黃松林中觀測(cè)到 NMR 的長(zhǎng)期波動(dòng)。

國(guó)外開(kāi)展的相關(guān)研究較為全面，包括氮循環(huán)的各個(gè)過(guò)程、火后短期氮的揮發(fā)和淋溶、計(jì)劃火燒對(duì)氮循環(huán)的影響，以及與碳循環(huán)結(jié)合一起開(kāi)展的長(zhǎng)短期研究等，但是涉及北方森林研究的還比較少。國(guó)內(nèi)關(guān)于氮循環(huán)的研究近些年比較多，大部分都在關(guān)注森林土壤的氮礦化過(guò)程及機(jī)制。研究范圍包括了一些主要森林類(lèi)型和人工擾動(dòng)條件下的森林生態(tài)系統(tǒng)的氮礦化及微生物量。而少見(jiàn)關(guān)于火干擾后森林土壤氮礦化的變化的報(bào)道。

研究火干擾對(duì)森林土壤氮礦化及其影響因素可以揭示火干擾在北方森林生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)中的作用，評(píng)價(jià)火后植被恢復(fù)與氮固持的相互作用機(jī)制，為日后開(kāi)展火后生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

研究地區(qū)位于大興安嶺的南甕河森林生態(tài)系 統(tǒng) 定 位 站（51°05′～ 51°39′N(xiāo)，125° 07′～125°50′E）、 塔 河 林 火 試 驗(yàn) 站（52°～ 53°N，123°～ 125°E）和漠河森林生態(tài)系統(tǒng)定位站（52°10′～ 53°33′N(xiāo)，121°07′～ 124°20′E）。 該研究地區(qū)屬于寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候。冬季氣候寒冷、干燥而漫長(zhǎng)；夏季降雨集中，雨量充沛，空氣濕熱；因冬夏季風(fēng)交替，春、秋兩季時(shí)間較短，年平均氣溫 -5.5～-2.4 ℃。年平均降水量在 460.8～500 mm 左右，主要集中在 7、8月。年日照時(shí)數(shù) 2 015～2 865 h。選擇 2006 年松嶺砍都河大火火燒跡地（近南翁河生態(tài)站）、1987 年塔河重度火燒區(qū)以及 2012 年漠河重度火燒區(qū)和鄰近的未火燒區(qū)作為研究區(qū)域。研究區(qū)域的林型以興安落葉松Larix gmelinii林為主要森林群落，約占該地區(qū)森林面積的52%；其次為白樺Betula platyphylla林，約占 43%；經(jīng)濟(jì)價(jià)值較高的樟子松林Pinus sylvestrisvar.mongolica僅占 0.03% 左右。山楊Populus davidiana林，約占 0.02%。

1.2 實(shí)驗(yàn)和測(cè)定方法

選擇火后不同年限（1987年、2006年和2012年）重度火燒跡地作為研究對(duì)象，選擇與之相鄰的并具有相同林分類(lèi)型未受火干擾的地區(qū)作為對(duì)照區(qū)域。在每個(gè)火燒區(qū)及對(duì)照區(qū)域各設(shè)置 3 個(gè)樣地（樣地大小20 m×20 m），共 18 塊樣地。每塊樣地按對(duì)角線法選取 5 個(gè)原位培養(yǎng)點(diǎn)，采用原狀土原位培養(yǎng)連續(xù)取樣法[27]。每處采樣點(diǎn)先清除土壤表面的凋落物及雜物后，然后將 2 根 5 cm×20 cm（內(nèi)徑×長(zhǎng)）的培養(yǎng)管打入土壤。每次取樣，小心取出 2 根培養(yǎng)管，一管土壤帶回實(shí)驗(yàn)室分析。另一管在管頂加蓋，管底用紗布封口后重新埋回原位進(jìn)行原位培養(yǎng)。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，取出培養(yǎng)管。同時(shí)將下一批培養(yǎng)管按上述方法布置于上次培養(yǎng)點(diǎn)附近。將管中土壤分為上層土（0～10 cm）和下層土 （10～20 cm）兩層土樣。將取出的上層和下層土分別均勻分成 3 份，裝入 3 個(gè)封口袋，立即放入0～4 ℃低溫的冰盒中儲(chǔ)存并帶回做室內(nèi)分析。試驗(yàn)從 2015 年 5 月開(kāi)始至 2015 年 10 月結(jié)束，每個(gè)培養(yǎng)時(shí)期約為 30～60 d，共進(jìn)行 4 個(gè)時(shí)段的培養(yǎng)。

室內(nèi)常規(guī)土壤樣品參數(shù)分析包括：土壤含水量、NH4+-N、NO3--N、常規(guī)理化性質(zhì)測(cè)定，土壤含水率采用烘干法（105 ℃，12 h）。土壤中 NH4+-N和NO3--N 測(cè)定采用新鮮土樣 2 mol/LKCl 浸提法[28]，濾液用連續(xù)流動(dòng)分析儀（BRAN+ LUEBBE-AA3，Germany）測(cè)定。氮凈礦化率計(jì)算公式如下：

式中，NMR為培養(yǎng)時(shí)段內(nèi)的土壤凈氮礦化率（mg·kg-1d-1），Ct代表培養(yǎng)后無(wú)機(jī)氮（NH4+-N+NO3--N）的含量（mg·kg-1d-1），Ct0代表培養(yǎng)前無(wú)機(jī)氮（NH4+-N+NO3--N）的含量（mg·kg-1d-1）；t0和t分別表示培養(yǎng)前和培養(yǎng)后的時(shí)間。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用 Duncan 檢驗(yàn)研究火干擾后在不同月份NH4+-N和NO3--N的顯著性差異。用 Spearman相關(guān)系數(shù)評(píng)價(jià)含水率、 pH值和有效磷、速效鉀的相互關(guān)系。所有數(shù)據(jù)分析均在 Excel 2010 及SPSS 19.0 統(tǒng)計(jì)軟件中完成。使用 Word 2010 及SigmaPlot 12.5 軟件繪制圖表。

2 結(jié)果與分析

2.1 火后不同恢復(fù)階段興安落葉松林土壤氮庫(kù)動(dòng)態(tài)

2.1.1 生長(zhǎng)季火干擾對(duì)興安落葉松林土壤 NH4+-N的影響

從圖1 中可以看出，火后不同年限生長(zhǎng)季的興安落葉松林土壤 NH4+-N變化呈先增加后減少趨勢(shì)，都呈單峰狀形式?；鸷?3 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 和 10～20 cm 的 NH4+-N最高值出現(xiàn)在 6 月，分別為 133.03 和 105.58 mg·kg-1；最低值出現(xiàn)在 10 月，分別為 47.23和 30.78 mg·kg-1，最大值是最小值的 2.8 倍和 3.4 倍。

火后 9 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 和 10～20 cm 的 NH4+-N最高值出現(xiàn)在 6月，分別為 130.61和 105.58 mg·kg-1； 土壤 10 ～ 20 cm 最小值出現(xiàn)在10 月和 5 月，分別為 68.09 和 60.63 mg·kg-1，最大值是最小值的 1.9 倍和 1.7 倍。

火后 28 年興安落葉松林土壤0～10 cm NH4+-N 最高值出現(xiàn)在 8 月為 174.31 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 10 月為48.44 mg·kg-1，10～20 cm最高值出現(xiàn)在 6 月為 147.22 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 10 月48.35 mg·kg-1，最大值是最小值的 3.6 倍和 3.0 倍?；鸷?3 年生長(zhǎng)季興安落葉松林土壤的NH4+-N都比未火燒區(qū)高，而火后 9 年和火后 28 年興安落葉松林土壤 NH4+-N 的含量比未火燒區(qū)的低。未火燒區(qū)和火后不同恢復(fù)年限生長(zhǎng)季土壤 0～10 cm 的NH4+-N的含量均高于土壤 10～20 cm的 NH4+-N 的含量。

2.1.2 生長(zhǎng)季火干擾對(duì)興安落葉松林土壤 NO3--N的影響

從圖2 中可以看出，火后不同恢復(fù)年限興安落葉松林土壤NO3--N生長(zhǎng)季動(dòng)態(tài)變化呈先增加后減少趨勢(shì)，變化趨勢(shì)都呈單峰狀形式，而未火燒林分NO3--N隨著時(shí)間的增加而增加?；鸷?3 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 最大值出現(xiàn)在 10 月9.97 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 8 月 2.27 mg·kg-1，最大值是最小值的 4.5 倍，興安落葉松林土壤 10～20 cm 最大值出現(xiàn)在 10 月 7.77 mg·kg-1，最小值出現(xiàn)在 6 月 3.00 mg·kg-1，最大值是最小值的 2.6 倍。

火后 9 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 和 10～20 cmNO3--N含量都是先增加再減少，在 8月份土壤 0～10 cm的NO3--N都出現(xiàn)最大值 27.89 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 5 月為 4.50 mg·kg-1，最大值是最小值的 6.2 倍。土壤 10～20 cm 最大值出現(xiàn)在 8 月8.12 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 5 月為 3.44 mg·kg-1，最大值是最小值的 2.3 倍。

火后 28 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 和10～20 cm的NO3--N變化趨勢(shì)都不明顯。在10 月份土壤 0～10 cm 的NO3--N都出現(xiàn)最大值5.30 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 6 月為 3.53 mg·kg-1，最大值是最小值的 1.5 倍。土壤 10～20 cm 現(xiàn)最大值出現(xiàn)在 5 月 4.11 mg·kg-1，最低值出現(xiàn)在 8 月為 2.62 mg·kg-1，最大值是最小值的 1.5 倍。火后3 年和火后 9 年興安落葉松林的NO3--N含量都比未火燒林分高，而火后 28 年的興安落葉松林土壤NO3--N 含量遠(yuǎn)低于未火燒林分的含量。

2.2 火后不同恢復(fù)階段興安落葉松林土壤 NMR的動(dòng)態(tài)變化

圖1 興安落葉松林過(guò)火區(qū)和未過(guò)火區(qū)NH4+- N季節(jié)動(dòng)態(tài)變化Fig.1 Seasonal variability of NH4+-N in burned and nearby unburnt area of Larix gmelinii forest

從圖3 中可以看出，火燒后同一年份內(nèi)的NMR 生長(zhǎng)季變化趨勢(shì)相似，興安落葉松林土壤0 ～ 10 cm 和 10 ～ 20 cm 的 NMR 出現(xiàn)都在 5 月出現(xiàn)最高值，而且逐漸遞減在 8 月份時(shí)最低達(dá)到負(fù)值?；鸷蟛煌晗薜呐d安落葉松林土壤 NMR先增加再減小再增加，土壤 0～10 cm 的 NMR比 10～20 cm 的高?；鸷?3 年土壤 0～10 cm 的NMR 要高于未火燒林，10～20 cm 的 NMR 低于未火燒林?；鸷?9 年和 28 年興安落葉松的土壤NMR 都小于未火燒林。

火后 3 年 0～10 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5月為 5.72 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -0.14 mg·kg-1，10～20 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5 月為 2.41 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -1.01 mg·kg-1。

火后 9 年 0～10 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5月為 2.80 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -1.66 mg·kg-1，10～20 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5 月為 1.63 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -2.17 mg·kg-1。

火后 28 年 0～10 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5月為 5.72 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -3.96 mg·kg-1，10～20 cm 的 NMR 最高值出現(xiàn)在 5 月為 2.97 mg·kg-1，最低值在 8 月為 -2.80 mg·kg-1。

2.3 興安落葉松林土壤氮礦化的影響因素

圖2 興安落葉松林過(guò)火區(qū)和未過(guò)火區(qū)NO3-- N季節(jié)動(dòng)態(tài)變化Fig.2 Seasonal variability of NO3--N in burned and nearby unburnt area of Larix gmelinii forest

從表1 和可以看出，火后 3 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 的 NMR 與含水率、有效磷、速效鉀和 pH 值呈正相關(guān)但都不顯著。

表1 火后3年土壤上層氮礦化影響因子的相關(guān)性?Table 1 The correlation of the upper layer soil nitrogen mineralization impact factors after three years fire disturbance

從表2 和可以看出，興安落葉松林土壤 10～20 cm 的 NMR 與 pH 值呈極顯著正相關(guān)，與含水率、有效磷和速效鉀呈正相關(guān)但無(wú)顯著性。

表2 火后3年土壤下層氮礦化影響因子的相關(guān)性?Table 2 The correlation of the lower layer soil nitrogen mineralization impact factors after three years fire disturbance

圖3 興安落葉松林過(guò)火區(qū)和未過(guò)火區(qū)土壤NMR季節(jié)動(dòng)態(tài)變化Fig.3 Seasonal variability of NMR in burned and nearby unburnt area of Larix gmelinii forest

從表3 中可以看出，火后 9 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 的 NMR 與有效磷呈負(fù)相關(guān)，與含水率、速效鉀和 pH 值呈正相關(guān)，但都沒(méi)有顯著性差異。

表3 火后9年土壤上層氮礦化影響因子的相關(guān)性?Table 3 The correlation of the upper layer soil nitrogen mineralization impact factors after three years fire disturbance

表4 中可以看出，火后 9 年興安落葉松林土壤 10～20 cm 的 NMR 與速效鉀呈顯著正相關(guān)；與含水率和 pH 值呈正相關(guān)但差異不顯著，與有效磷呈負(fù)相關(guān)差異也不顯著。

表4 火后9年土壤下層氮礦化影響因子的相關(guān)性?Table 4 The correlation of the lower layer soil nitrogen mineralization impact factors after nine years fire disturbance

從表5 中可以看出，火后 28 年興安落葉松林土壤 0～10 cm 的 NMR 與含水率和 pH 值呈正相關(guān)，與有效磷和速效鉀呈負(fù)相關(guān)但都不顯著。

表5 火后28年土壤上層氮礦化影響因子的相關(guān)性?Table 5 The correlation of the upper layer soil nitrogen mineralization impact factors after twenty-eight years fire disturbance

從表6 中可以看出，火后 28 年興安落葉松林土壤 10～20 cm 的 NMR 與含水率、有效磷、速效鉀和 pH 值呈正相關(guān)但沒(méi)有顯著性。

表6 火后28年土壤下層氮礦化影響因子的相關(guān)性Table 6 The correlation of the lower layer soil nitrogen mineralization impact factors after twenty-eight years fire disturbance

3 結(jié)論與討論

陸地生態(tài)系統(tǒng)的多樣性取決于森林生態(tài)系統(tǒng)的多樣性[29]?；鸶蓴_改變了外部因子與土壤之間的水熱平衡，從而使土壤的水熱狀況發(fā)生改變[30]。森林生態(tài)系統(tǒng)土壤無(wú)機(jī)氮的主要成分為 NH4+-N和NO3--N，其中 NH4+-N占絕大部分[31]?；馃梢允雇寥浪嵝栽鰪?qiáng)，促使土壤無(wú)機(jī)氮轉(zhuǎn)化，使其在火燒初期含量增加[32-33]。土壤 0～10 cm 的NH4+-N 和NO3--N的含量大于 10～20 cm 的含量[34]。

土壤NO3--N是土壤中的無(wú)機(jī)態(tài)氮，占土壤全氮的極少部分，是土壤中速效氮的組成部分，有利于植物的吸收和利用?；馃蓪?dǎo)致土壤NH4+-N含量大幅度升高，但在火后不同恢復(fù)年限的表現(xiàn)差別很大?；鸷?3 年土壤NH4+-N含量升高，這與美國(guó)愛(ài)達(dá)荷州北部松林研究結(jié)一致，Covington等研究了森林火災(zāi)后西黃松結(jié)果相同[35]?；鸷?9 年和火后 28 年土壤 NH4+-N的含量因高強(qiáng)度火而降低，與王海淇的研究結(jié)果相同，土壤 NH4+-N的變化與火強(qiáng)度有關(guān)，但在不同時(shí)間的表現(xiàn)差別很大[36]，NH4+-N 含量不及對(duì)照林的原因可能是重度火燒后微生物活性不足，以及土壤表層失水過(guò)多而影響氮的凈礦化，而本文研究的還是重度火燒區(qū)。所以，火后土壤 NH4+-N的變化趨勢(shì)是先增加再減少的趨勢(shì)，這與樣地的立地條件和環(huán)境因素等因子影響造成的。NO3--N火后 3 年和火后 9 年的火燒區(qū)比對(duì)照區(qū)含量高，這與墨西哥熱帶林高強(qiáng)度火燒可使土壤 0～10 cm 的NO3--N增加[37]的研究結(jié)果一致，在美國(guó)愛(ài)達(dá)荷州北部松林的研究也有類(lèi)似的結(jié)論，火燒后燃燒的灰分中所含營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)進(jìn)入土壤中，同時(shí)火燒使土壤溫度升高，加速了土壤中養(yǎng)分因子的礦化，進(jìn)而提高了土壤NO3--N的含量[35]。所以上層土均比下層土NO3--N含量高?；鸷?28 年火燒區(qū)的NO3--N含量少于對(duì)照區(qū)的含量，這可能因?yàn)榛鸷蟮乇砘曳譁p少， 經(jīng)過(guò)淋溶作用，一方面使植被的吸收，另一方面被恢復(fù)中的土壤微生物群落吸收作用等原因，使NO3--N的含量降低。

根據(jù)以往的研究發(fā)現(xiàn)，土壤無(wú)機(jī)氮含量變化規(guī)律一般是春、夏季升高，夏季末下降，秋季略顯回升，5、6 月份為礦化活躍期[38-40]。本實(shí)驗(yàn)的氮礦化活躍期，與以往的結(jié)果基本一致。土壤的氮礦化是研究植被一個(gè)生長(zhǎng)季的變化，同 Westbrook等[41]以生長(zhǎng)季中某一時(shí)段為研究對(duì)象相同。與蘇波等[42]長(zhǎng)期連續(xù)研究礦化結(jié)果所得出的較為寬泛的礦化范圍不一致。氮礦化一般隨土層深度增加而降低[43-45]。研究土壤氮礦化時(shí)，培養(yǎng)管越長(zhǎng)，對(duì)測(cè)定的結(jié)果誤差越大。

NMR 與 pH 值呈極顯著正相關(guān)，土壤 pH 值得升高有助于土壤中氮的轉(zhuǎn)化[46]，這是因?yàn)?pH值升高增加了有機(jī)質(zhì)可溶性，為微生物生長(zhǎng)提供了大量無(wú)機(jī)基質(zhì)，從而促進(jìn)了 C、N 礦化[47]，這一原理可以在由于酸化等因素引起的氮素流失領(lǐng)域得以應(yīng)用；NMR 與土壤鹽堿度也有關(guān)系，與速效鉀呈顯著正相關(guān)，這與 Pathak H[48]等研究在鹽堿性土壤中碳和氮礦化結(jié)果相反，這可能與樣地的立地條件和土壤深度等不同有關(guān)。

本文采用封頂埋管法，主要是因?yàn)榕囵B(yǎng)管內(nèi)土壤結(jié)構(gòu)、溫濕度與外界一致，但管內(nèi)礦化產(chǎn)物不能流失，對(duì)土壤氮礦化有所影響[49]。

近幾年來(lái)對(duì)土壤氮礦化與植物多樣性之間的關(guān)系研究報(bào)道很多[50-54]?；鸷笊鷳B(tài)系統(tǒng)恢復(fù)過(guò)程中植被在土壤氮轉(zhuǎn)化中的作用[55]，探索火干擾后氮素循環(huán)在北方森林土壤中各個(gè)過(guò)程的轉(zhuǎn)化控制機(jī)制，為進(jìn)一步科學(xué)認(rèn)識(shí)林火干擾在北方森林生態(tài)系統(tǒng)中的作用提供科學(xué)依據(jù)，為重度火干擾后森林生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)提供數(shù)據(jù)基礎(chǔ)。研究將填補(bǔ)我國(guó)北方森林區(qū)域林火對(duì)土壤氮礦化影響研究的空白，對(duì)全球關(guān)于林火對(duì)土壤氮礦化影響的研究也將是重要的補(bǔ)充[56]。

本研究的不足之處是一方面未開(kāi)展非生長(zhǎng)季土壤礦化速率的研究，因?yàn)橐巴舛静蓸与y度較大而且樣品數(shù)較多，工作量較大，未來(lái)將進(jìn)一步補(bǔ)充這方面的研究；另一方面是火后3年、9年和28年測(cè)量不在同一地點(diǎn)，但是由于并不能在同一地點(diǎn)發(fā)現(xiàn)不同年代的火災(zāi)，因此只好采用時(shí)空代替的方法進(jìn)行研究。目前研究發(fā)現(xiàn)火干擾與植被恢復(fù)情況對(duì)土壤氮礦化速率有著明顯影響，林火對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)過(guò)程有著明顯的影響[57]，因此未來(lái)研究將進(jìn)一步關(guān)注火燒與土壤植被恢復(fù)對(duì)土壤礦化的影響以及溫度、濕度和土壤酸堿性對(duì)土壤氮礦化的影響。

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