火干扰对兴安落叶松林土壤氮组分及土壤中氮循环功能基因的影响.pdf

生态环境学报 2023,32(9):1563-1573 http:/ Ecology and Environmental Sciences E-mail: 基金项目：国家自然科学基金项目（32001325）；内蒙古自治区科技成果转换项目（2021CG0002）作者简介：李航（1997 年生），男，硕士研究生，主要从事森林生态研究。E-mail:*通讯作者：魏江生。E-mail: 收稿日期：2023-07-07 火干扰对兴安落叶松林土壤氮组分及土壤中氮循环 功能基因的影响 李航1,2，陈金平5，丁兆华5，舒洋3,4，魏江生1,2,3*，赵鹏武3,4，周梅3,4，王宇轩1,2，梁驰昊1,2，张轶超4 1.内蒙古农业大学草原与资源环境学院，内蒙古 呼和浩特 010011；2.内蒙古自治区土壤质量与养分资源重点实验室，内蒙古 呼和浩特 010011；3.内蒙古赛罕乌拉森林生态系统国家定位观测研究站，内蒙古 赤峰 025150；4.内蒙古农业大学林学院，内蒙古 呼和浩特 010019；5.内蒙古根河森林工业有限公司，内蒙古 根河 022350 摘要：森林火灾通过影响土壤生物和非生物部分对土壤氮循环产生长期影响。在全球林火频发背景下，为探讨火灾与土壤氮循环之间的长期响应关系，选择火后 1、6、11 年兴安落叶松林（Larix gmelinii）重度火烧迹地为研究对象，通过测定土壤氮组分、氮循环功能基因和土壤基本理化性质，分析火后土壤氮组分和氮循环功能基因丰度随恢复年限的变化趋势，以及主要影响因子。结果表明，1）土壤全氮、铵态氮和微生物量氮（MBN）含量随恢复年限呈现先降低后增加的趋势，其中 MBN恢复较慢。火干扰导致土壤硝态氮含量在火后 1 年显著增加（P0.05），火后 6、11 年均低于对照样地。2）固氮 nifH 功能基因在火后 11 年恢复到火烧前的水平，而反硝化 nirS、nirK 和 nosZ 功能基因在火后 6 年显著高于对照样地，火干扰显著提高了硝化 amoA-AOA 和 amoA-AOB 功能基因丰度。3）相关性分析表明固氮 nifH 功能基因与土壤全氮、铵态氮和 MBN 呈显著的正相关关系（P0.05）；硝化 amoA-AOA 功能基因与硝态氮呈极显著的正相关关系（P0.01）；反硝化 nirS、nirK功能基因与硝态氮呈显著负相关关系（P0.05）。4）冗余分析结果表明土壤有机质、含水率、速效钾是影响火后土壤氮循环功能基因的主要因子，解释度分别为 63.8%、18.4%、85.8%。可见，森林火灾对兴安落叶松土壤氮组分和土壤中的氮循环功能基因有着长期的影响，并且火后土壤理化环境的改变也会间接对土壤氮循环的恢复产生影响，研究结果可为北方地区森林火灾对土壤氮循环影响机制提供数据支撑。关键词：火干扰；恢复时间；土壤微生物；氮循环功能基因；兴安落叶松；氮库重建 DOI:10.16258/ki.1674-5906.2023.09.003 中图分类号：S718.5;X171.1 文献标志码：A 文章编号：1674-5906（2023）09-1563-11 引用格式：李航,陈金平,丁兆华,舒洋,魏江生,赵鹏武,周梅,王宇轩,梁驰昊,张轶超,2023.火干扰对兴安落叶松林土壤氮组分及土壤中氮循环功能基因的影响J.生态环境学报,32(9):1563-1573.LI Hang,CHEN Jinping,DING Zhaohua,SHU Yang,WEI Jiangsheng,ZHAO Pengwu,ZHOU Mei,WANG Yuxuan,LIANG Chihao,ZHANG Yichao,2023.Effects of fire disturbance on soil nitrogen fractions and functional genes of nitrogen cycling in soil of Larix gmelinii forests J.Ecology and Environmental Sciences,32(9):1563-1573.氮素作为有限的营养元素之一，常常被用来当作北方森林植被生长恢复的首要限制营养元素（Xu et al.，2020）。林火是森林生态系统中的一个重要环境因子，研究表明高强度火干扰会导致北方森林土壤氮组分大量损失，严重破坏了该地区的土壤氮素循环，进而减缓火后植被的恢复更新（Hart et al.，2005），并且火干扰对土壤氮素循环的长期影响已成为当下火生态学研究的热点之一（Gustine et al.，2022）。土壤微生物通过自身代谢过程产生的酶来控制土壤氮素的循环与转化，通常用 nifH、amoA-AOA/amoA-AOB和nirK/nirS/nosZ功能基因丰度变化分别表示土壤氮素循环中的固持、硝化和反硝化作用（Kelly et al.，2021；刘威等，2023），所以火干扰对土壤氮素循环的长期影响可以通过探究火烧迹地土壤氮素循环功能基因与火后恢复时间序列之间响应关系来揭示。DNA 提取及定量 PCR 分析技术曾被广泛应用于食品、医学以及植物真菌病害诊断学等研究领域。近年来国外学者才将此分析技术应用到火后土壤氮循环的研究当中，并取得了一定的研究成果。如1564 生态环境学报 第 32 卷第 9 期（2023 年 9 月）Pereg et al.（2018）应用 DNA 提取及定量 PCR 分析技术对土壤中参与氮素循环的功能基因（包括参与固氮作用的 nifH、反硝化作用的 nirS/K 和 nosZ 基因等）进行定量分析，明确了抢救火烧木的管理方式会对土壤氮素循环产生显著影响。Liu et al.（2015）对长期反复燃烧的针叶林土壤微生物反硝化群落测定发现 narG、nirK 和 nirS 功能基因丰度随土壤深度呈指数下降。同时 Zhang et al.（2018）通过对火烧后土壤 amoA-AOA 和 amoA-AOB 功能基因丰度进行定量分析发现，火后土壤 amoA 功能基因丰度显著增加，并且提高了土壤氮的硝化速率。但这类研究主要集中在火干扰对土壤氮素循环功能基因的短期影响，而关于长期影响研究鲜有报道。并且，由于火烧强度、土壤类型、植被类型和气候环境的不同导致火干扰对土壤氮素循环的影响结论至今仍存在较大的争议性，还需要根据当地的气候条件进行多次的探讨分析。对于国内而言，关于林火干扰对土壤氮素循环功能基因的影响相关研究报道较少，亟需加强针对土壤氮素循环功能基因对火干扰的长期响应开展相关研究。大兴安岭林区是我国北方林火频发之地，每年都会受到火干扰的影响。兴安落叶松（Larix gmelinii）以其抗寒的特性成为了林区内分布最广泛、种植面积最广的优势树种之一。兴安落叶松最高可达 35 m，因此也是发生雷击火次数最多和受林火影响最为严重的树种（舒洋等，2021；张兆鹏等，2022）。为揭示土壤氮素循环功能基因对火干扰的长期响应关系，本研究选取兴安落叶松林不同恢复年限（火后 1、6、11 年）的重度火烧迹地为研究对象，并在毗邻火后 1 年火烧迹地具有相同林分类型且未受火干扰影响的林分作为对照样地。采用 DNA提取及定量 PCR 分析方法对火烧迹地和对照样地土壤氮素循环功能基因进行定量分析，并对土壤氮组分及其它理化因子进行室内分析。运用多种分析方法，在分子生物学方面探讨林火干扰对土壤氮素循环长期影响及驱动因子研究，旨在为火干扰对土壤氮素循环的影响机制研究奠定基础，也为火烧迹地土壤氮库重建、植被快速更新及恢复等提供重要数据支撑。1 材料与方法 1.1 研究区域概况 研 究 区 位 于 内 蒙 古 自 治 区 根 河 市（1214119E，505249N）。该地区气候为典型的寒温带大陆性气候，年降水量在450550 mm之间，昼夜温差变化大，冬季长夏季短，冰冻期长达 9 个月，年均气温5.3 素有中国冷极之称。土壤类型主要以弱酸性棕色针叶林土为主，植被类型乔木为兴安落叶松、白桦（Betula platypHylla）、灌木主要有红豆越桔（Vacciniumvitis-idaea）、山刺玫（Rosa davurica）、兴安杜鹃（Rhododendron dauricum）等、草本主要有苔草（Carex spp）、柳兰（Epilobium angusifolium）、拉拉藤（Galium aparine）等（郝帅等，2022）。1.2 采样点的布设 根据内蒙古根河森林工业有限公司防火办扑火记录，采用时空代替法选取 2019、2014、2009 年火烧迹地为试验区，过火面积分别为 120.15、161.93、216.50 hm2，起火原因皆为雷击火。根据受害立木比例70%来确定重度火烧样地的划分（孙龙等，2021），每个年份设置3个样方，样方大小为20 m20 m，共 9 个样方。根据兴安落叶松树木的平均胸径和树高，选择毗邻 19 年火烧迹地具有相同林分类型且未受火干扰影响的林分作为对照，对照样方布设与火烧样地相同，共 3 个样方，各样地信息如表 1所示。1.3 样品采集和测定 样品采集时间为 2020 年 7 月，对每个样地按照“S 型”分别挖取 3 个土壤剖面，并对土壤进行 010 cm 和 1020 cm 的划分取样。取土前用铁铲对土壤枯枝落叶层进行清除，避免样本受到外部污染。先用铁铲将环刀砸入不同土层中，取出密封好并进行编号，带回实验室进行称质量、烘干。然后进行取土，取土采用先下后上的原则，并在采集过程中要尽量剔除石砾、植物残根等，每层采集的土壤样品不少于 200 g。将 3 个土壤剖面相同土层土壤进行混匀，装入无菌的自封袋内，并将土壤样品放入带有冰袋的保温箱中带回实验室测定分析。将每袋土壤样品分为 3 份，一份样品用于测定土壤 pH、土壤表 1 火烧迹地详细信息概况 Table 1 Summary of detailed information of the fire site 恢复年限 经纬度 海拔/m 坡向 坡度/()植被类型 植被盖度/%土壤类型 平均胸径/cm 平均树高/m 1 1214119E505249N 1 146.4 西南 4 兴安落叶松 0 棕色针叶林土 22.76 16.88 6 1213246E504718N 909.1 西南 4 白桦-兴安落叶松 21 棕色针叶林土 7.43 11.57 11 1215826E506125N 1 008.5 西北 5 白桦 44 棕色针叶林土 5.35 5.10 对照 1214119E505249N 1 144.9 西南 4 兴安落叶松 75 棕色针叶林土 23.18 16.59 李航等：火干扰对兴安落叶松林土壤氮组分及土壤中氮循环功能基因的影响 1565 有机质、土壤全氮、土壤速效磷和土壤速效钾，一份样品储存在4 的冰箱中，用于测定土壤含水量、土壤铵态氮和土壤硝态氮，最后一份样品储存在80 的冰箱中，用于测定土壤微生物量氮和土壤氮循环功能基因丰度。1.3.1 土壤理化性质测定 土壤容重用环刀法测定；土壤含水量用烘干-差值法测定。土壤酸碱度 pH 用玻璃电极法测定（水土比为 2.51）；土壤有机质采用重铬酸钾氧化法测定；土壤全氮用凯式定氮仪测定；土壤铵态氮和硝态氮用间断元素分析仪（CleverChem 380，德国）测定；土壤速效磷采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法测定；土壤速效钾采用 NH4OAc 浸提-火焰光度法测定（鲍士旦等，1999）。土壤微生物量氮（Microbial biomass nitrogen，简称 MBN）采用液氯熏蒸浸提法测定（Brookes et al.，1982）。1.3.2 土壤氮循环基因测定 土壤总 DNA 提取：称取 0.5 g 土壤样品到与DNeasy PowerSoil Pro Kit（QIAGEN，美国）试剂盒配套的研磨管中，再量取 800 L CD1 倒入研磨管中，MP 研磨仪震荡 40 sec，速度为 6 ms1。将研磨好的研磨管放入离心机，室温内 14000 rmin1，离心 3 min，将上清转移到 2 mL 离心管中，加入 200 L CD2 并进行混匀，放入离心机，室温内 14000 rmin1，离心 3 min，将上清转移到 2 mL 离心管中，加入 600 L CD3 并进行混匀，量取混匀后的混合液650 L至吸附柱，室温内14000 rmin1，离心3 min，倒掉滤液，再取剩余混合液至吸附柱，室温内 14000 rmin1，离心 3 min，倒掉滤液，在添加 500 L EA至吸附柱中，室温内 14000 rmin1，离心 1 min，倒掉滤液，再添加 500 L C5 至吸附柱中，室温内14000 rmin1，离心 1 min，倒掉滤液，室温内 14000 rmin1离心 3 min，去除残留溶液，将吸附柱放入新的 2 mL 离心管中，开盖静置 3 min；添加 100 L C6至吸附柱中；室温内 14000 rmin1离心 1 min 洗脱，得到土壤总 DNA。使用 NanoDrop2000 微光分光光度计（Thermo Fisher Scientific，美国）检测 DNA 纯度，使用TBS-380 微型荧光计（TurnerBioSystems，USA）检测 DNA 浓度。1%（质量分数）琼脂糖凝胶电泳，电压 5 Vcm1，时间为 20 min，检测 DNA 完整性。通过荧光定量 PCR 仪（ABI GeneAmp9700 型，ABI，美国）对土壤固氮（nifH）、硝化（amoA-AOA、amoA-AOB）、反硝化（nirS、nirK、nosZ）氮循环过程相关功能微生物基因进行扩增，扩增所用引物及扩增程序见表 2，扩增产物经 2%（质量分数）的琼脂糖凝胶电泳检测合格后进行纯化，使用NEXTFLEX Rapid DNA-Seq Kit 进行测序文库构建，使用 Illumina NovaSeq 测序平台进行宏基因组测序（裴广廷等，2021）。1.4 统计分析 采 SPSS 26 统计软件对土壤氮组分及氮循环基因的丰度数据进行描述统计与显著性分析，并运用CANOCO 5.0 软件对土壤氮循环基因进行 DCA（去趋势对应分析）和 RDA（冗余度分析）检验分析。采用 Origin 2023 制图软件完成 Pearson 相关性分析和柱状图制作。2 结果与分析 2.1 火干扰对土壤氮组分的影响 如表 3 所示，与对照样地相比，010 cm 土层土壤全氮含量在火后 1 年、6 年和 11 年分别减少了46.01%、28.57%、40.69%；硝态氮含量分别减少了269.15%、61.57%、35.56%；铵态氮含量分别减表 2 氮循环基因引物信息 Table 2 Nitrogen cycle gene primer information 靶基因 引物 扩增程序 参考文献 nirS Cd3aF:GTSAACGTSAAGGARACSGG 95,30 s;95,5 s,60,30 s(35);50,30 s Throbck et al.,2004 R3cdR:GASTTCGGRTGSGTCTTGA nirK F1aCu:ATCATGGTSCTGCCGCG 95,30 s;95,5 s,60,30 s(35);50,30 s Palmer et al.,2012 R3Cu:GCCTCGATCAGRTTGTGGTT nosZ nosZF:CGCTGTTCITCGACAGYCAG 95,30 s;95,5 s,60,30 s(35);50,30 s Rich et al.,2003 nosZR:ATGTGCAKIGCRTGGCAGAA nifH nifH-F:AAAGGYGGWATCGGYAARTCCACCAC 95,30 s;95,5 s,60,30 s(35);50,30 s Rsch et al.,2002 nifH-R:TTGTTSGCSGCRTACATSGCCATCAT amoA-AOB AmoA-1F:GGGGTTTCTACTGGTGGT 95,1 min;95,10 s,55,30 s(30);72,1 min Rotthauwe et al.,1997 AmoA-2R:CCCCTCKGSAAAGCCTTCTTC amoA-AOA Arch-AmoAF:STAATGGTCTGGCTTAGACG 95,1 min;95,10 s,53,30 s(30);72,1 min Francis et al.,2005 Arch-AmoAR:GCGGCCATCCATCTGTATGT 1566 生态环境学报 第 32 卷第 9 期（2023 年 9 月）少 62.09%、46.70%、60.80%；MBN 含量分别减少了 16.32%、11.84%、9.61%。可以看出重度火干扰后 1 年土壤全氮含量显著低于对照样地，且随着恢复时间的延长而增加，并在火后 11 年土壤中的全氮含量显著高于火烧前的水平；与全氮变化趋势不同硝态氮含量在火后 1 年显著高于对照样地，但在火后 6 年和 11 年硝态氮含量均低于对照样地；火后土壤铵态氮含量的变化趋势与土壤全氮一致；MBN在火后 1、6、11 年恢复过程中的含量均低于对照样地。与 010 cm 土层土壤氮组分含量在时间序列上的变化趋势不同，1020 cm 土层土壤氮组分含量除 MBN 存在差异外，其余氮组分在火后不同恢复年限的含量均低于对照样地。MBN 含量在火后 1年低于对照，在火后 6 年恢复到火烧前的水平。同一恢复年限下，土壤氮组分在不同土层深度存在显著差异（P0.05），所有恢复年限土壤氮组分含量主要富集在 010 cm 土层内，且火干扰对 010 cm土层土壤氮组分的扰动要大于 1020 cm 土层，说明随着深度的增加，火干扰影响降低。2.2 火干扰对土壤氮循环功能基因丰度的影响 火后恢复时间、土壤深度及其交互作用对兴安落叶松林土壤氮循环功能基因具有显著（P0.05）影响（表 4）。如图 1 所示，在同一土层下，不同恢复年份内土壤氮循环功能基因丰度变化显著。与对照样地相比，在火后 1 年 010 cm 土层内固氮nifH 功能基因丰度减少了 45.93%，火后 6 年减少了80.10%，而火后 11 年增加了 19.99%。说明火干扰降低了土壤固氮作用，并在火后 11 年才恢复到甚至显著高于火烧前的水平，在恢复时间序列上总体呈现出先减少后增加的趋势；硝化 amoA-AOA 和amoA-AOB 功能基因在不同恢复年份下基因丰度均高于对照样地，并且在火后 1 年丰度显著高于对照样地（P0.05），说明火干扰对土壤反硝化作用有着很好的促进作用，并且这样影响有较长的持续性，总体趋势为随着恢复年限的延长而增加。1020 cm 土层内土壤氮循环功能基因丰度在恢复时间序列上的变化趋势与 010 cm 土层相似。同一恢复年限不同土层下，除固氮 nifH 功能基因、反硝化nirS 功能基因和硝化 amoA-AOA 功能基因在火后1 年在 010 cm 土层基因丰度大于 1020 cm 土层外，其余不同恢复年限火烧迹地土壤氮循环功能基因丰度均表现为1020 cm土层010 cm土层。说明火干扰后，土壤氮循环功能基因主要富集在 1020 cm 土层内。2.3 土壤氮组分与土壤氮循环功能基因的相关性 Pearson 相关性分析结果显示（图 2），土壤氮组分与氮循环功能基因存在显著（P0.05）的相关性。固氮 nifH 功能基因与铵态氮呈极显著的正相关关系（P0.01），与全氮和 MBN呈显著正相关关系（P0.05），与硝态氮呈负相关关系；硝化 amoA-AOA 功能基因与其余土壤氮组分均呈不显著的负相关关系；硝化 amoA-AOB 功能基因全氮和 MBN 分别呈极显著（P0.01）的负相关关系，与硝态氮呈极显著正相关关系，与铵态氮呈负相关关系；反硝化 nirS 功能基因与硝态氮呈极显著的负相关关系（P0.05）；反硝表 3 不同恢复时间对土壤氮组分的影响 Table 3 Effect of different restoration times on soil N fraction 恢复 年限/a 土层/cm w(全氮)/(gkg1)w(硝态氮)/(mgkg1)w(铵态氮)/(mgkg1)w(MBN)/(mgkg1)1 010 1.170.39Ca 2.90.71Aa 0.960.10Ca 77.410.97Ca 1020 0.860.17Cb 0.220.12Bb 0.740.19Ba 64.361.82Db 6 010 1.540.28BCa 0.160.04Ba 1.350.18BCa 81.890.27Ba 1020 1.360.35Ba 0.210.07Ba 0.600.15Bb 76.020.11Bb 11 010 3.040.57Aa 0.270.12Ba 4.081.10Aa 83.620.79Ba 1020 1.590.23Bb 0.20.08Ba 1.340.15Bb 81.750.63Aa 对照 010 2.160.33Ba 0.420.11Ba 2.510.57Ba 92.511.14Aa 1020 2.20.15Aa 0.310.07Aa 2.240.66Aa 69.491.53Cb 平均值标准差；不同大写字母表示同一土层不同恢复年限之间差异性显著（P0.05）；不同小写字母表示同一恢复年限不同土层之间差异性显著（P0.05）表 4 火后恢复时间、土层深度及其交互作用对氮循环功能基因的影响 Table 4 Effects of post-fire recovery time,soil depth and their interactions on functional genes of nitrogen cycle 基因 恢复时间 深度 恢复时间深度 F P F P F P nifH 129.96 0.05 0.37 0.56 2.94 0.09 amoA-AOA 57.05 0.05 64.44 0.05 60.12 0.05 amoA-AOB 53.93 0.05 6.01 0.31 5.97 0.05 nirS 54.91 0.05 54.15 0.05 15.17 0.05 nirK 16.36 0.05 22.56 0.05 13.58 0.05 nosZ 19.89 0.05 14.57 0.05 12.16 0.05）。相关性分析表明土壤全氮、铵态氮和 MBN 主要由固氮 nifH 功能基因表达，硝态氮主要由硝化 amoA-AOB 功能基因表达，土壤氮组分之间和土壤氮循环功能基因之间也存在着密切的联系。2.4 土壤氮循环功能基因与土壤理化因子的冗余分析 火干扰通过改变土壤理化环境进而间接对土壤微生物的活性产生长期影响，因此本研究以火后不同土层下的土壤理化环境（容重、含水率、pH、有机质、速效磷、速效钾）为解释变量，土壤氮循环功能基因为响应变化进行冗余分析，以期从中找到影响土壤氮循环功能基因的主要理化因子。在进行RDA 分析前，先进行除趋势对应分析（Detrended Correspondence Analysis，DCA）发现图 3 和图 4 DCA 分别为 0.34 和 0.35 均小于 3，因此选择 RDA分析最为合适，分析结果如下：2.4.1 010 cm 土壤氮循环功能基因与土壤理化因子的冗余分析 如表 5 所示，第一、二轴的特征值分别为 0.911、0.002，共解释了 91.27%的基因信息与 99.96%的基因-环境信息。从图 3 可以看出，有机质和含水率对不同恢复年限 010 cm 土层土壤氮循环功能基因具有最大解释度（有机质：63.8%，P=0.004；含水率：18.4%，P=0.036），其中土壤有机质与硝化amoA-AOA、amoA-AOB 功能基因和固氮 nifH 功能基因呈正相关关系，与反硝化 nirK、nosZ 和 nirS 功能 基 因 呈 负 相 关 关 系；土 壤 含 水 率 与 硝 化amoA-AOA、固氮 nifH 和反硝化 nirS 功能基因呈正相关关系，与硝化 amoA-AOB 和反硝化 nirK、nosZ功能基因呈负相关关系。*表示 P0.05，*表示 P0.01 图 2 土壤氮组分与土壤氮循环功能基因丰度的相关性 Figure 2 Correlation between soil N fraction and soil N cycle functional gene abundance 0.05.01031.01041.51042.0104基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(a)nifH基因0.05.01011.01021.51025.01021.01031.51032.01032.51033.01033.51034.01034.5103基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(b)amoA-AOA基因0.01.01031.01052.01053.01054.01055.01056.0105基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(c)amoA-AOB基因0.01.01072.01073.01074.01075.01076.0107基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(d)nirK基因010 1020 010 1020 010 1020 010 1020 010 1020 010 1020 011042104310441042.01054.01056.01058.01051.0106 1a 6a 11a 对照基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(e)nirS基因0.02.01064.01066.01068.01061.0107基因拷贝数/(copiesg1)土层深度/cm(f)nosZ基因 图 1 不同恢复时间对土壤氮循环功能基因丰度的影响 Figure 1 Effect of different restoration times on the abundance of functional genes in soil N cycle 1568 生态环境学报 第 32 卷第 9 期（2023 年 9 月）2.4.2 1020 cm 土壤氮循环功能基因与土壤理化因子的冗余分析 如表 6 所示，第一、二轴的特征值分别为 0.950、0.006，共解释了 95.16%的基因信息与 99.99%的基因-环境信息。从图 4 可以看出，速效钾对不同恢复年限土壤氮循环功能基因具有最大解释度（85.8%，P=0.004），其中除 amoA-AOB 功能基因呈正相关关系外，其余土壤氮循环功能基因均与速效钾呈负相关关系。3 讨论 3.1 火干扰对土壤氮组分的影响 全氮是土壤氮循环的综合产物，其含量的变化可以指示土壤氮循环能力。林火通过控制土壤温度和植被覆盖度对土壤氮素产生直接或间接的影响（Nave et al.，2011；Zhang et al.，2023）。本研究发现，火后 1、6 年土壤中的全氮含量均低于对照样地，到在火后 11 年才恢复到火烧前的水平，这与王博（2021）的研究结果类似。研究表明当温度达到500 时，地上的氮素几乎全部消失，火灾发生时的温度在 800 以上，高于土壤氮的挥发温度（朱光艳等，2018）。并且火后植被的覆盖度降低，地表对温度的敏感度升高，土壤氮主要以亚硝酸盐形式存在，易随雨水流入湖海，进而导致土壤氮素的严重损失，对土壤氮素的恢复产生长期的影响。土壤氮素的来源主要是微生物对枯枝落叶的分解和生物固氮，火烧产生的高温同时也会导致土壤微生物大量死伤，土壤微生物量下降，并且在短时间内难以恢复到火干扰前的水平（陶玉柱等，2013），这也是影响土壤氮素恢复的主要因素。土壤铵态氮和硝态氮是土壤无机氮库的重要组成部分，也是植被生长所需的主要营养物质之一。本研究发现火烧降低了土壤铵态氮含量，在火后 11 年基本恢复到火烧前的水平，这与 Yermakov（2006）的研究结果相似。当土壤温度升高时，有机态氮和铵态氮会分解释放出氨气（NH3），氨气在空气中会迅速转化为氮气并释放掉。火烧会破坏土壤中的有机质，使其更易于降解和转化。有机物表 6 1020 cm 土层氮循环功能基因与土壤理化 因子的 RDA 结果 Table 6 RDA results of nitrogen cycle functional genes and soil physicochemical factors in 1020 cm soil layer 轴序 特征值 基因-环境因子相关系数 基因数据变化累积百分比/%基因-环境因子关系变化累积百分比/%1 0.949 9 0.978 94.99 99.34 2 0.006 2 0.992 95.16 99.99 3 0.000 1 0.753 95.62 100 图 4 1020 cm 土层氮循环功能基因与土壤理化因子的 RDA 结果 Figure 4 RDA results of nitrogen cycle functional genes and soil physicochemical factors in 1020 cm soil layer 图 3 010 cm 土层氮循环功能基因与土壤理化因子的 RDA 结果 Figure 3 RDA results of nitrogen cycle functional genes and soil physicochemical factors in 010 cm soil layer 表 5 010 cm 土层氮循环功能基因与土壤理化因子的 RDA 结果 Table 5 RDA results of nitrogen cycle functional genes and soil physicochemical factors in 010 cm soil layer 轴序 特征值 基因-环境因子相关系数 基因数据变化累积百分比/%基因-环境因子关系变化累积百分比/%1 0.911 2 0.956 91.12 99.80 2 0.001 5 0.815 91.27 99.96 3 0.000 3 0.913 91.30 99.99 李航等：火干扰对兴安落叶松林土壤氮组分及土壤中氮循环功能基因的影响 1569 中所含的铵态氮容易被微生物分解和转化为其他形式的氮，从而降低土壤中的铵态氮含量。但张琳（2017）发现火后铵态氮含量高于未火烧区，分析其原因可能是火烧强度所导致，草原发生火灾时的温度要低于森林火灾，且火烧的持续时间也低于森林火灾。相关性分析表明（图 2），土壤铵态氮与固氮 nifH 功能基因存在极显著的正相关关系（P0.01），火后固氮 nifH 功能基因丰度降低，进而对土壤铵态氮含量产生了一定的影响，并且火后硝化作用的增强同样也对土壤铵态氮含量造成了严重的消耗。与铵态氮变化趋势不同，火烧显著增加了短期内土壤硝态氮含量，随着恢复年限呈现出先增加后降低的趋势，这与 Albert-Belda（2022）的研究结果相似。通过对火后硝化和反硝化功能基因的测定中发现，火后短期内硝化功能基因丰度显著上升（图1），土壤的硝化作用增强，致使土壤硝态氮含量增加。并且反硝化功能基因丰度在火后降低，土壤反硝化作用减弱，进而导致土壤硝态氮含量上升。微生物量氮（MBN）也是土壤氮组分中的重要组成部分，其含量的变化可以衡量土壤微生物的固氮能力（Xu et al.，2020）。本研究发现火烧导致MBN 显著降低，并在火后 11 年依然没有恢复到火烧前的水平，这与张亨宇等（2019）的研究结果相似，分析其原因可能是火后土壤微生物生物量恢复缓慢导致。火后固氮植物以及固氮植物根系的大量死亡，降低固氮微生物（根瘤菌属）的数量，植被固氮的能力降低，进而导致 MBN 含量的减少（佘容等，2021）。土层深度的差异对火后土壤氮组分含量存在显著的影响，土壤氮组分含量随着土壤土层深度增加而降低，这与罗斯生等（2020）的研究结果一致。原因可能是火后产生的植被灰分主要聚集在表层土壤中，而植被的灰分中含有大量的没有完全挥发的营养元素，进而导致表层土壤养分含量要高于底层（孙龙等，2021）。但这种影响的持续时间是短暂的，在火后 6 年，土壤氮组分含量在土层之间没有显著性差异。3.2 火干扰对土壤氮循环功能基因影响 土壤微生物对温度具有强烈敏感性，研究发现火能直接导致微生物死亡，微生物的数量随着火烧强度的增加而减少。本研究发现参与土壤氮循环功能基因（固氮 nifH 功能基因、反硝化 nirS、nirK 和 nosZ 功能基因和硝化 amoA-AOA 和amoA-AOB 功能基因）在火后不同恢复时间内有着不同的变化趋势，其中固氮 nifH 功能基因丰度在火后显著低于对照样地，且需要较长的时间才能恢复到火烧前的水平，这与 Yeager et al.（2005）的研究结果相似。具有固氮作用的微生物大部分都要依附于固氮植被（Meena et al.，2023），因此火烧导致固氮植物急剧减少和植被根系固氮微生物大量死亡可能是固氮nifH功能基因丰度降低的主要原因之一。大量研究表明，火后土壤的硝化速率得到了显著的提升，且硝化速率与 amoA-AOA 和 amoA-AOB功能基因丰度呈正相关关系（Zhang et al.，2018），本研究也发现硝化 amoA-AOA 和 amoA-AOB 功能基因丰度在火后不同恢复年限下均高于对照样地，呈现出先升高后降低的变化趋势。导致这种现象的原因可能是：1）林火提高了土壤温度，为硝化细菌提供了舒适的生活环境。2）火后的植被灰分中富含大量的营养物质，有利于微生物的生长繁殖。3）黑碳是火后的产物，黑碳进入土壤中提高了土壤的透气性，为硝化细菌提供了充足的氧气，且黑碳对土壤中天然硝化抑制化合物（酚类化合物）有着很好的吸附性（DeLuca et al.，2006）。但这种影响的持续时间较短，在火后 6 年虽然硝化 amoA-AOA 和amoA-AOB 功能基因丰度依然高于对照地，但却没有显著的差异，可能是研究区火烧迹地的火灾类型为雷击火，位于大兴安岭山脉的顶部，火后森林植被覆盖度降低，土壤受雨水侵蚀较为严重，火后植被灰分中的养分随雨水大量流失，对微生物的活性产生严重影响。因受火干扰次数、火干扰强度、火后土壤理化性质的改变、植被类型等多种因素的交互作用导致关于火干扰对土壤的反硝化作用的影响至今存在较大的争议。本研究发现反硝化 nirS、nirK 和 nosZ功能基因丰度在火后 1 年显著减少，但在火后 6、11 年已经恢复到甚至显著高于火烧前的水平，说明火干扰对土壤的反硝化作用的有着长期的促进作用，与 Liu et al.（2017）研究结果相似，但 Zhang et al.（2018）研究发现计划火烧后土壤的反硝化 nirK、nirS 基因丰度显著增加，与本研究相反。分析产生差别的原因可能与火烧强度有关，该研究属于计划火烧，火烧强度小、持续时间短，目的主要是清除地表的可燃物从而达到减少林火的发生。而本研究属于天然林火，火干扰持续时间长、火干扰强度大、火烧面积广，因此导致火后土壤的反硝化基因丰度变化存在差异。火后硝化 amoA-AOA 和 amoA-AOB功能基因丰度增加，土壤的硝化作用增强，硝态氮含量显著提高（图 1、表 3），增加了反硝化作用的底物，促进了土壤的反硝化作用，因此反硝化细菌在火干扰后能够很快的恢复到甚至高于火烧前的水平。1570 生态环境学报 第 32 卷第 9 期（2023 年 9 月）土壤氮循环功能基因丰度在火后 1 年主要在 010 cm 土层富集，这可能是因为火烧加速了表层土壤有机质分解，为微生物提供了大量营养物质，提高了微生物活性。其余恢复年份下，土壤氮循环功能基因丰度主要在 1020 cm 土层富集，这可能因为火后土壤表层的营养物质一部分随雨水冲刷流入湖海，一部分随雨水的淋溶渗入土壤深层，进而导致深层土壤微生物数量增加，并且火干扰对土壤理化环境的扰动影响随着土层的加深