全 文 ：草地生态系统中土壤氮素矿化影响因素的
研究进展 3
王常慧　邢雪荣 3 3 　韩兴国
(中国科学院植物研究所植被数量生态重点实验室 ,北京 100093)
【摘要】　氮素是各种植物生长和发育所需的大量营养元素之一 ,也是牧草从土壤吸收最多的矿质元素. 土
壤中的氮大部分以有机态形式存在 ,而植物可以直接吸收利用的是无机态氮. 这些有机态氮在土壤动物和
微生物的作用下 ,由难以被植物直接吸收利用的有机态转化为可被植物直接吸收利用的无机态的过程就
是土壤氮的矿化. 氮素矿化受多种因子的影响 ,这些因子可以归结为生物因子和非生物因子. 生物因子包
括 :土壤动物、土壤微生物和植物种类. 土壤动物可以促进土壤有机质的矿化 ;土壤微生物种类、结构及功
能与氮的分解、矿化有密切的关系 ;不同的植物种类对土壤氮素的矿化作用是不相同的 ,一般来说 ,有豆科
植物生长的土壤比其它种类土氮素矿化的作用大. 非生物因素一般可以分为环境因子和人类活动干扰. 环
境因子中土壤温度和含水量对土壤氮素矿化的影响是国内外众多科学家研究的方向. 尽管如此 ,在此方面
的研究还没有取得一致意见 ,仍然需要进行这方面的研究 ,而在其他诸如 :不同的土壤质地与土壤类型方
面 ,研究报道的结论也很不一致. 草地生态系统中人类活动对土壤氮素矿化的影响主要包括 ,不同强度的
放牧 ,割草以及施肥、火烧强度等. 非生物因子对氮素矿化的影响非常直接和明显 ,尤其是人类活动. 本文
综述了近年来影响草地生态系统土壤氮素矿化有关因素的一些进展.
关键词 　草地生态系统 　氮素矿化 　土壤 　影响因子
文章编号 　1001 - 9332 (2004) 11 - 2184 - 05 　中图分类号 　Q9481113 　文献标识码 　A
Advances in study of factors affecting soil N mineralization in grassland ecosystems. WAN G Changhui ,XIN G
Xuerong ,HAN Xingguo ( L aboratory of Quantitative V egetation Ecology , Institute of Botany , Chinese Academy
of Sciences , Beijing 100093 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2004 ,15 (11) :2184～2188.
The biological and non2biological factors affecting soil N availability in grassland ecosystems were reviewed in this
paper. Nitrogen cycling in grassland ecosystems is one of the focuses widely concerned. Nitrogen mineralization is
affected by many factors in grassland ecosystem ,which can be classified into biological and non2biological ones.
Biological factors include soil animals , soil microorganisms and plants. Soil animals could accelerate the organic
matter to degrade. The species ,structure and function of soil microorganisms correlate significantly with N degra2
dation and mineralization. Different vegetation has different effects on soil nitrogen mineralization. The non2bio2
logical factors include environmental factors and anthropogenic disturbance ,which have direct and obvious effects
on N mineralization. The effects of soil temperature and moisture on N mineralization are given more attention ,
but many phenomena ,such as the effects of soil type ,soil structure and vegetation type on N mineralization still
could not be explained clearly ,and no general agreements were reached. Anthropogenic disturbance such as graz2
ing ,firing and fertilization influence N mineralization evidently. It is of great significance to understand the N cy2
cling pattern and N availability in different grassland ecosystems all around the world.
Key words 　Grassland ecosystem , Nitrogen mineralization , Soil , Factors.3 中国科学院知识创新工程重要方向性项目 ( KZCX22413) 、中国科
学院知识创新工程项目 ( KSCX22SW2120) 和国家科学技术攻关计划
资助项目 (2002BA517A1127) .3 3 通讯联系人.
2004 - 02 - 12 收稿 ,2004 - 04 - 19 接受.
1 　引 　　言
氮素是包括草原生态系统在内的各种生态系统 (森林、
农田 ,荒漠、苔原等) 生产力高低的主要限制因子 [8 ,10 ,53 ] . 土
壤中的氮大部分以有机态 (约占全氮的 85 %～95 %) 形式存
在.有机态氮一般不能直接为植物吸收利用 ,只有在适宜条
件下 ,经微生物和细菌的分解 ,才能转化成能为植物吸收利
用的矿物氮. 这一过程称为土壤的矿化作用 (N mineraliza2
tion) .土壤氮素矿化是反映土壤供氮能力的重要因素之一 ,
也是目前国内外土壤生态学研究的热点之一. 氮素的矿化、
硝化、固定、吸收及植物体的内部循环是草地生态系统中氮
素运动的主要途径. 土壤有机氮的矿化依赖于水分、温度、微
生物活性和有机氮的数量. 由于氮素的同化需要消耗较多的
能量 ,植物通过再循环来有效地利用吸收的氮素 [19 ] . 草地是
一个特殊的生态系统. 草地养分循环不同于森林 ,有家畜的
采食、践踏和排泄. 这些对土壤氮素的矿化会产生很大的影
响.本文分别从影响草原氮素矿化的生物因子和非生物因子
两个方面来论述 ,分别讨论近年来国内外在草原氮素矿化方
应 用 生 态 学 报 　2004 年 11 月 　第 15 卷 　第 11 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Nov. 2004 ,15 (11)∶2184～2188
面进行的研究工作.
2 　影响草原氮素矿化的生物因素
211 　土壤生物对土壤氮素矿化的影响
21111 土壤动物 　土壤动物 (如蚯蚓、线虫等) 可以促进土壤
有机氮的矿化 ,土壤动物对细菌的取食也能强烈影响细菌生
物氮的矿化和转化过程 [25 ,26 ] . Ferris 等[12 ]研究不同线虫对
氮素矿化的影响 ,发现氮素矿化量随着土壤线虫数量的增加
而增加 ,并且不同种类的线虫在不同的植物生长季节所占优
势也不同 ,一般重量较小的线虫矿化量大于重量较大的线
虫. Haimi 等[16 ]在对一个模拟地表土层研究中发现 ,有一种
蚯蚓能够增强土壤中氮的矿化和硝化作用. 而也有相似的研
究表明 ,蚯蚓活动的增强能够促进有机氮矿化为无机氮.
21112 土壤微生物 　土壤微生物在陆地生态系统氮素循环
中起着一个整体的作用. 多数研究表明 ,微生物生物量的季
节变异与土壤水分含量和土壤基质 (例如碳) 可利用性有很
大关系[47 ,48 ] . 土壤微生物量氮属土壤可矿化氮 ,在土壤氮素
矿化方面占有重要地位. 土壤微生物种类、结构及功能与氮
的分解、矿化有密切的关系. Bonde 等[6 ]发现 ,土壤微生物量
氮的矿化常数 (0136～0161·week - 1)与土壤易矿化氮的矿化
常数 (0145～0156·week - 1) 相近 ,据此推断土壤微生物是土
壤易矿化氮的主体. Murphy 等[35 ]发现 ,在农田中土壤微生
物量的大小和活性主要集中在表层土壤 215 cm 范围内 ,并
且随着土壤深度的加深 ,微生物生物量和活性下降. 由于微
生物活性呈下降梯度 ,从而导致氮素的矿化势随着土壤深度
的加深而迅速下降[42 ,45 ] . Paul[42 ]发现 ,在农田、草地和森林
土壤中净氮矿化和总氮矿化的 35 %～90 %都集中在 215 cm
土层中. 但是 ,这个微生物生物量和氮素矿化的梯度在自然
生长的草原尚未表现出明显的特征 [13 ] . 研究表明 ,在北方阔
叶林生态系统中微生物生物量氮库只有较小的季节波动 ,与
净氮矿化率无显著相关 ,即微生物氮库保持相对稳定 ,而其
通量随时间变化. 氮矿化存在明显的季节差异 ,而微生物氮
库在不同的季节基本稳定 ,因此仅有部分微生物生物量与氮
矿化有关. Parkinson 等[40 ]提出疑问 :微生物氮库的大小是否
能够使土壤得到足够可矿化氮 ? Olfs[39 ]指出 ,只要不是微生
物大量集中的地方 ,微生物生物量氮库的大小可以用来预测
氮素矿化速率. Hassink 等[17 ]提出 ,微生物活性比微生物生
物量更能表明氮素的矿化 ,尤其是在砂质结构的土壤中.
Puri 等[44 ]研究表明 ,微生物生物量对氮素的矿化只有一小
部分影响 ,而土壤湿度和土壤温度是影响氮素矿化的最重要
因子.
应该看到 ,土壤微生物量氮的比例虽然仅占土壤全氮的
5 %～10 % ,但土壤中微生物体不停地进行新陈代谢 ,其含量
在不断变化 ,具有较快的周转率 ,因此在土壤可矿化氮素中
仍然占有重要的地位.
212 　物种对土壤氮素矿化的影响
植物种类是通过凋落物的质量和数量来间接影响土壤
氮素转化率的[49 ] . 不同群落类型、演替序列和群落中的物种
组成及物种多样性都可以影响到土壤中氮的矿化 [28 ] . 不同
群落类型所在的土壤间无机氮的差异 ,可归因于不同群落类
型下的土壤基质和微生物群落对土壤有效氮含量的决定作
用. 氮素转化过程受温度、湿度等生态因子的控制 ,即环境生
态因子决定有效氮含量的变化规律 ,而群落类型、物种组成
影响土壤基质质量 (如 C/ N 等) ,决定有效氮含量的大小. 此
外 ,土壤理化性质的作用也是很重要的. 人为干扰活动的增
加 ,在不同程度上改变了上述生物及非生物因子 ,进一步影
响土壤无机氮的分布 [27 ,30 ] .
不同的植物物种会通过遮荫状况 ,生物固氮、凋落物产
量和质量 ,土壤理化性质 (如 p H 值、土壤温度和湿度等) ,土
壤动物、微生物的种类数量和活性等因素 ,来影响土壤的养
分循环过程. 这主要是因为 :1) 不同植物固氮能力有很大差
异 ,其中豆科植物和少数非豆科植物通过共生固氮向生态系
统输入氮素数量相当大 ,一般都超过 100·hm - 2·年 - 1 ,但是
某些植物种的非共生固氮根系的作用也不可忽视 ;2) 不同植
物产生的凋落物数量和化学成分也有很大差异. 凋落物中木
质素/ 氮比能够比氮素浓度更好地预测分解速率 [22 ]和氮肥
矿化速率[51 ] ,而且不同物种凋落物质量之间的差异也能显
著改变土壤氮素转化率 ,土壤氮素供应的改变 ,有利于某些
物种生长 ,而那些具有高氮素转化率的物种则会反过来产生
“优质”凋落物 ,从而进一步提高土壤氮素供应 [41 ,54 ] ,因此 ,
木质素/ 氮能够很好地预测氮素矿化作用 ;3) 物种对氮素矿
化速率有非常大的影响. Tanja 等[52 ]应用 6 种牧草进行的实
验表明 ,适应土壤肥力低的物种 ,氮的矿化率和硝化率都较
低 ,而适应土壤肥力高的物种 ,其氮的矿化率和硝化率都较
高.有的研究发现 ,在冻原区由气候变暖造成的植物群落结
构的变化 ,对土壤氮素矿化的影响比土壤温度变化对氮素矿
化的影响更大.
尽管植物种对土壤养分动态影响的研究工作做了很多 ,
但植物物种构成和物种多样性对氮素动态影响的研究 ,则还
只是近几年来的事. 例如 ,Naeem 等[37 ]发现 ,草地生态系统
生产力随植物生物多样性提高而增加 ,且物种多样性高时 ,
矿质氮利用更完全 ,氮淋溶损失更少 ,因此物种丢失会威胁
生态系统的功能和可持续性. 此外 ,物种构成对生态系统过
程也存在影响 ,这意味着改变生态系统构成的所有因素.
3 　影响草原氮素矿化的非生物因素
311 　环境因子
31111 土壤质地土壤质地对氮素矿化的影响主要是通过控
制好氧菌活动 ,土壤粘粒与土壤有机质的结合等对土壤有机
质提供保护 ,来增加或减少氮素的矿化 [17 ] . 细质土比粗质土
能固定更多碳、氮[15 ] ,因此氮素的矿化率较高. 砂土的氮矿
化高于壤土和粘土 ,主要是由于粘土中的小孔隙对有机质有
较强的物理保护作用 ,砂土中的有机质因与粘土颗粒相连而
被保护 ,而在壤土中二者兼有. Groffman 等 [15 ]发现 ,微生物
随土壤类型而变化 ,土壤质地是影响微生物生物量和活动的
重要因子 ,从而影响氮矿化. Grewal [14 ]发现 ,在不同大小的
581211 期 　　　　　　　　　　　王常慧等 :草地生态系统中土壤氮素矿化影响因素的研究进展 　　　　　　　　　　　
干燥土壤团聚体中有机氮的矿化不同 ,因为可矿化有机氮库
的大小依赖于其物理强度 ,即土壤团聚体的大小和稳定性.
团聚体越小 ,稳定性越弱 ,其有机质越易被微生物降解 ,可矿
化有机氮库越大. Wang 等[55 ]从澳大利亚的 4 个地区 (Victo2
ria ,New South Wales ,Queensland ,和 ACT) 采集了 20 种 0～
10 cm 土壤 ,进行 30 ℃、2 周的室内淹水和有氧培育. 这些土
壤的有机碳含量、C/ N 以及 p H 值不同 (表 1) ,并且土壤结构
各不相同. 他们用这些土壤进行总的氮素矿化测定. 培养两
周后发现 ,矿化氮含量在 570～6 100 mg·kg - 1之间变化 ,说
明不同土壤可矿化氮量差异很大. 而这种差异主要是由土壤
有机质含量、酸碱度以及不同的 C/ N 决定的.
表 1 　土壤性质
Table 1 Properties of soils used for incubations
土壤
Soil
取样点
Site
土壤类型
Soil type
粘粒
Clay
(mg·kg - 1)
pHa 有机碳
Organic C
(mg·kg - 1)
总氮
Total N
(mg·kg - 1)
1 Coreinbob ,NSW 脱碱土 Solodic 50 510 15 112
2 Gombalin ,NSW 红壤 Red earth 130 511 11 110
3 Gombalin ,NSW 红壤 Red earth 130 515 11 019
4 Gombalin ,NSW 红壤 Red earth 130 515 19 116
5 Waurn Ponds ,Vic 黑色石灰土 Rendzina 420 718 63 515
6 Norillee ,Qld 黑土 Black earth 760 816 16 110
7 Mywybilla ,Qld 黑土 Black earth 720 713 12 017
8 Derrimut ,Vic 红棕色土 Red brown earth 410 513 26 217
9 Bacchus Marsh ,Vic 冲击土 Alluvial 290 519 35 310
10 Drysdale ,Vic 黑土 Black earth 450 516 77 516
11 Ginninderra ,ACT 灰化土眼 Podzolic 70 618 84 511
12 Tarwin ,Vic 冲击土 Alluvial 80 515 50 411
13 Narrabri ,NSW 灰色粘土 Grey clay 360 810 11 019
14 Walpeup ,Vic 碱化棕钙土 Solonised brown soil 30 719 7 016
15 Waurn Ponds ,Vic Terra Rossa 420 717 39 312
16 Waurn Ponds ,Vic 黑色石灰土 Rendzina 410 810 56 513
17 Gombalin ,NSW 红壤 Red earth 140 514 14 112
18 Creswick ,Vic Krasnozem红壤 350 515 49 313
19 Gombalin ,NSW 红壤 Red earth 120 517 27 210
20 Coreinbob ,NSW 脱碱土 Solodic 60 510 14 111
31112 土壤深度与土壤 p H 值 　土壤深度对氮素的矿化和硝
化作用有很大的影响. 氮矿化一般随土层深度增加而降低.
土层浅则氮素的矿化和硝化作用强 ,尤其在淹水地区 [23 ] .
Paul 等[42 ]将 0～215、215～5、5～10 和 10～15 cm 的土壤分
别分层在实验室和野外对照培养来研究不同土层氮素矿化
的梯度 ,同时还研究了不同土层 p H 值变化对净氮矿化的影
响.结果发现 ,在 0～15 cm 土层中 ,氮素矿化的 32 %～38 %
是发生在 0～215 cm 土层 ;52 %～56 %发生在 0～5 cm 的土
层 ;80 %～90 %是发生在 0～10 cm 的土层. Berendse[3 ]发现 ,
土壤不同层次中有机质含量的多少是影响土壤氮矿化的主
要因素. 0～120 cm 土层氮矿化速率不同 ,随着土层深度的
增加 ,土壤透气性和有机质含量在不断变化 ,土壤透气性逐
渐降低 ,可供降解的有机质也越来越少 ,微生物数量迅速下
降 ,氮矿化随之下降. 在干旱为强烈限制因子的地区 ,深层土
壤微气候条件比表层更有利于微生物活动 ,表土有较高的
碳、氮矿化 ,可归因于较高的有机质数量和质量 ,而不受土壤
微气候的限制. 土壤氮素矿化与牧草根系分布也有关系. 一
般来说 ,土壤与根系的空间分布大体上呈现对应关系 ,在 0
～60 cm 深土壤中硝态氮 (NO3 - 2N) 比较多 ,占 0～100 cm
土壤硝态氮总量的 70 %以上. 土层越深 ,根系分布越少 ,所
以根系吸收无机氮的量也在逐渐减少 ,另外下层土壤微生物
的数量也在降低 ,所以氮素矿化发生的机会也下降.
土壤 p H 值升高 ,会促进氮素的矿化 ,特别是硝化作用
会随着 p H 值的增加而线性增加. 这主要是因为 p H 值升高 ,
增加了土壤有机质的可溶性 ,为微生物的生命活动提供了大
量富含碳、氮基团的物质 ,从而促进了氮素的矿化 [11 ] . 一般
认为 ,铵态氮比硝态氮更易固化 ,但在低 p H 值条件下则更
有利于硝态氮的固持. 土壤盐度也影响氮矿化 ,且随盐度增
加 ,总氮矿化量下降.
31113 土壤有机质含量 　无论在哪种气候条件下 ,土壤有机
质的质量都影响土壤有机氮的矿化 ,这是因为土壤有机质的
质量直接影响到参与分解的微生物是否容易获得自身分解
的氮素. 微生物活性受温湿度影响 ,所以土壤有机质含量在
不同的温度与土壤条件下对氮素的矿化影响程度不同. 土壤
矿化与碳氮比呈负相关. 当有机质的 C/ N 大于 30∶1 时 ,有
机质在矿化作用的最初阶段不可能对植物产生供氮效果 ,反
而有可能使植物缺氮现象更为严重 ;当有机质的 C/ N 小于
15∶1 时 ,在其矿化作用一开始 ,它所提供的有效氮量就会超
过微生物同化量 ,使植物有可能从有机质矿化过程中获得有
效氮的供应.
作为养分循环中极为重要的植物凋落物 ,在氮素矿化过
程中也起着至关重要的作用. Vitousek 等 [54 ]研究发现 ,如果
植物凋落物中 C/ N 比较高时 ,土壤矿化速率会降低. 凋落物
中 C/ N 比值高 ,意味着对土壤的碳输出高 ,使土壤微生物的
生物量增加 ,将更多的铵态氮将被土壤微生物固持 ,从而降
低了净矿化速率. Nadelhoffer 等[36 ]发现 ,在调节土壤氮素矿
化方面 ,当温度高于 9 ℃时 ,土壤有机质组分对土壤氮素矿
化的影响比温度的影响更显著. 小片段不稳定的有机质库对
温度、湿度或其它因子敏感度要比大片段、难降解有机质库
大 ,其大小往往引起碳、氮矿化的不同 [7 ] . 不同土壤细胞壁物
质的矿化率及其干燥效应大小 ,与土壤粘土矿物类型、游离
铁铝等无机胶体的性质及数量有密切关系 ,这可能是在不同
土壤中同一形态的氮素矿化差异较大的主要原因 [44 ] . 即便
在同一土壤中 ,各形态有机质的分解、矿化程度也可能相差
数倍[57 ] .
31114 土壤温度和湿度 　一般来讲 ,土壤温度升高 ,会促进
土壤氮循环[29 ,34 ] ,但是不同的研究也发现了不同的结果.
Grewal 等[14 ]通过对一个尿素施肥的碱性砂质粘土的室内培
育发现 ,在高温下 ,氮硝化速率明显提高. Shaw 等 [46 ]通过原
位野外加热实验发现 ,在干燥环境中 ,温度升高会使净氮矿
化速率在 1 年后提高 60 % ,而硝化速率则不受温度变化的
影响 ;在湿润环境中 ,无论是净氮矿化速率还是净氮硝化速
率差异都不显著. 周才平 [56 ]发现 ,在 5～25 ℃范围内 ,土壤
净氮矿化速率和净硝化速率均随温度和湿度的升高而增加 ;
当温度超过 25 ℃、含水量超过 012 kg 土壤时 ,土壤净矿化
速率和净硝化速率反而下降. Puri [44 ]研究表明 ,土壤温湿度
是影响土壤氮素矿化的最重要的原因 ,而且温度的影响要高
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于湿度 ,二者有明显的正交互作用.
一般来说 ,土壤含水量的降低 ,会减慢氮素矿化的速度.
Calderon 等[9 ]发现 ,土壤含水量减少 ,能使氮素和碳素的矿
化降低 15 %. Andrew 等[2 ]研究表明 ,在多种类型的土壤中 ,
无论在田间还是实验室 ,温度和湿度都是控制氮素矿化的主
要因子.
312 　人类活动对草地土壤氮素矿化的影响
31211 放牧 　放牧对草地氮矿化有重要的影响. 一般来说 ,
适度放牧会增加土壤氮素的矿化 ,而重牧则会使土壤氮素矿
化率下降. Mario 等[31 ]在一个围封 8 年没有放牧的混合草地
与不同放牧程度的同样草地中 ,研究不同放牧强度对草原氮
素矿化的影响 ,发现过度放牧使土壤氮素矿化率下降. 同时 ,
过牧还使凋落物、根区生物量氮以及根区氮的浓度下降. Mc
Naughton 等[32 ]研究表明 ,在草原上停止放牧 ,导致凋落物氮
固持和地上立枯生物量增加 ,同时使土壤微生物转化率和净
氮矿化下降. Holland 等[20 ,21 ]就植物对放牧和氮素循环的生
理反应间的关系进行了研究. 结果发现 ,土壤氮素矿化的高
峰在轻牧 - 适牧的水平上 ,土壤总氮则随着放牧增加而呈下
降趋势. 这是因为动物采食 ,而使转运到土壤中的氮下降 ,凋
落物转化率上升.
31212 施肥 　施氮肥样地土壤氮素矿化作用大都高于未施
氮肥样地[1 ,4 ,29 ,50 ] . 施用氮肥 ,可促进土壤原来有机氮的分
解和释放 ,称为正激发效应. 这一现象的机理不十分清楚 ,可
能有下列原因 :1)施入的无机氮被微生物固定 ,促使原来有
机质氮矿化、释放. 施入的氮越多 ,原来有机氮矿化释放的氮
也越多 ;2)施入无机氮 ,可促进植物根系发育 ,从而通过根系
的生物作用 ,促进氮的吸收 ;3)施入无机氮后 ,由盐效应引起
土壤化学和物理性质发生变化 (如渗透压、p H 值等) . Hayne
等[18 ]通过 3 年草原施肥实验发现 ,土壤有机氮的净矿化速
率会随肥料氮的增加而上升 ,然而即使施肥量很大 ,这种增
加也只是暂时的. 同样 Klemmedson[24 ]在研究森林土壤中也
发现 ,施肥增加氮素矿化 ,只是暂时现象 ,而种植豆科植物比
施氮肥更加经济有效. 由此可见 ,通过施氮肥调控土壤 C/ N
比 ,并不能永久改变土壤氮素矿化的格局.
31213 火烧 　多数研究认为 ,火烧后土壤中 NH4 + 浓度都有
较大程度的增加 ,而 NO3 - 浓度则略有增加或者变化不大.
皆伐和火烧能够提高土壤的氮矿化作用. 火烧后 NH4 + 浓度
的增加可能是温度升高后引起的物理化学反应造成的 ,而
NO3 - 浓度的增加 ,则是由于他感化学物质减少 ,造成硝化作
用增强的缘故. 值得一提的是 ,火烧对氮素可利用性的影响
程度 ,因火烧强度、频度和火烧时间而有所不同. 轻度火烧的
Mactush 样地 ,有机质覆盖度显著高于重度火烧样地 ,且有
机质含量、全氮、年度氮矿化估计值也高于重度火烧样地. 轻
度火烧样地的年度氮矿化比重度火烧高 64 %. 由此可见 ,并
非火烧强度越大 ,越有利于提高氮素的可利用性. 另外 ,火烧
频度高的处理似乎更倾向于具有较高的净氮矿化速率和固
化速率. Peter 等[43 ]研究表明 ,在一定的植被覆盖度下 ,土壤
氮素矿化速率随火烧频率的增加而增加. 在新的生长季之
前 ,火可以帮助除去多余的、品质差的死亡牧草. 有时火有助
于豆科牧草的进入 [33 ] . 在牧草生长初期火烧后 ,可降低通过
凋落物进入土壤的氮素通量 ,而对草原氮素的吸收以及下一
生长季牧草的生长均无显著影响. 草原上几年 1 次的周期性
火烧 ,因大量消耗土壤有机物质 ,可降低土壤氮素循环的速
度. 北美草地工作者们已经指出 ,在长期火烧制度下 ,土壤中
可矿化氮数量在减少 [5 ,38 ] . 无论是实验室培育实验 ,还是盆
栽植物吸收氮实验都表明 ,火烧可显著地降低氮素的矿化.
火烧可增加土壤 C/ N 比 ,加大氮素亏缺 ,使地上和地下的轻
质有机质量减少.
4 　结 　　语
草地土壤氮素矿化受多种因素的影响 . 不同的草地类型
处于不同的气候带 ,因而物种构成和土壤基质 (如土壤动物、
土壤微生物种类、土壤的结构、p H 值以及土壤的有机质含量
等)各不相同. 土壤氮素矿化受制于这些条件对它的影响. 因
此 ,在比较不同草地类型氮素矿化动态时 ,应该同时记录该
草地的物种组成 ,测定土壤的各种理化特性 ,并同时进行室
内控制条件实验和野外对照实验 ,以便确定造成差异的因
素 ,从而为草原管理和草地建模提供可靠的实践依据.
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作者简介 　王常慧 ,女 ,1974 年生 ,博士研究生 ,主要从事草
原生态学和地球化学循环研究 ,发表文章 7 篇. E2mail :
wangch @ibcs. ac. cn
8812　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　15 卷