在森林生态系统中，氮是植物吸收最多的必需营养元素，土壤氮素转化在有机质的分解、土壤供氮能力及有效氮的维持中扮演着重要的角色，强烈影响着森林生产力^[1]。除了温度和水分外，外源性N素输入也是影响森林土壤氮素转化的关键因子之一，在自然条件下，凋落物归还和氮沉降是森林土壤N最主要的来源^[2]。已有研究表明，氨基酸是凋落物归还土壤过程中有机氮分解的重要产物，也是大气有机氮沉降的组成部分^[3]，氨基酸-N不仅能在土壤中迅速矿化成无机氮，而且与无机氮存在着密切的动态转化关系，对土壤氮素保持和迁移转化过程起重要作用^[4]，因此在近年来引起了众多学者的关注。

国内外有关氨基酸的研究主要集中在植物对氨基酸的吸收^{[5, 6, 7]}，及土壤中氨基酸的组成与含量^{[8, 9, 10]}等方面，而关于氨基酸对森林土壤氮素转化的影响研究较少。依据Campbell 等^[11]的研究通常把土壤中的氨基酸分为酸性、碱性、中性和含硫氨基酸四大类，由于不同性质氨基酸的C/N比、侧链结构、分解速率等存在差异，因此可能会对土壤氮素转化产生差异性的影响，如Greenwood等^[12]研究发现氨基酸矿化速率与C/N存在负相关关系。也有研究发现，当富含N的精氨酸被添加到土壤中，能迅速分解产生大量的NH₄⁺-N^[13]，且N₂O的释放与氨基酸矿化直接相关^[14]。另外，有研究显示土壤中一种常见的含硫氨基酸(甲硫氨基酸)可显著抑制土壤的硝化作用^[15]，影响土壤氮的有效性和转化。然而目前仍缺乏相关研究针对以上几大类氨基酸在土壤氮素转化中的差异性做出系统的报道。

基于已有的研究，为了探究常见的四大类氨基酸对酸性森林土壤氮素转化影响的差异性，本研究选取亚热带阔叶林的红壤，设计两种土壤含水量条件(60% WHC和90% WHC)，并通过添加性质不同的氨基酸开展培养试验，分析土壤中NH₄⁺-N、NO₃^--N、可溶性有机氮(SON)含量和N₂O释放量的变化，及其与土壤pH值、可溶性有机碳(SOC)等可能存在的相互关系，探讨氨基酸-N影响森林土壤氮素转化的可能机理，以期为定向调控土壤氮素转化过程，提高氮素利用效率并减少其负面效应，维持森林生态系统生产力提供科学依据。

土壤采自福建省建瓯万木林自然保护区(118°02′—118°09′E，27°02′—27°03′N)，土壤为山地红壤。研究区属中亚热带季风气候，样地海拔390 m，坡向330°，坡度20°，郁闭度为0.8，年平均降水量为731.4 mm，年平均气温19.4 ℃，相对湿度81%，全年无霜期达227 d，植物群落众多，植被以常绿阔叶林为主。乔木层中主要的树种有浙江桂(Cinnamomum chekiangense)、假蚊母树(Distyliopsis dunnii)、少叶黄杞(Engelhardtia fenzelii)、桂北木姜子(Litsea subcoriace)等，优势树种为浙江桂(Cinnamomum chekiangense)。灌木层比较稀疏，主要有杜茎山(Maesa japonica)、薄叶山矾(Symplocos anomala)、沿海紫金牛(Ardisia punctata)等。而草本层主要有草珊瑚(Sarcandra glabra)、飞扬草(Euporbia hirta)和狗脊蕨(Woodwardia japonica)类等。样地附近1 km内没有农业活动，无人为的氮输入^[16]。在样地的上、中、下坡随机选取10个采样点，采集样地表层(0—15cm)土壤，挑除石块和凋落物，充分混匀土壤带回实验室，过2 mm筛，装自封袋保存于4 ℃冰箱中待用。土壤基本理化性质为：pH值(4.15±0.01)，土壤饱和持水量(673.59±12.43)g/kg，全碳(39.56±0.49)g/kg，全氮(2.80±0.04)g/kg，C/N比值(14.13±0.27)，铵态氮(32.73±1.08)mg/kg，硝态氮(16.06±0.14)mg/kg，亚硝态氮(0.11±0.01)mg/kg，可溶性有机氮(40.76±5.41)mg/kg，速效钾(72.15±4.32)mg/kg，速效磷(2.01±0.06)mg/kg。

选择谷氨酸、赖氨酸、丙氨酸和甲硫氨酸分别代表酸性、碱性、中性和含硫四类氨基酸，氨基酸的理化性质见表1。A组实验设计：实验设计5种处理，分别为CK(对照)、Glu(谷氨酸)、Lys(赖氨酸)、Ala(丙氨酸)和Met(甲硫氨酸)，每种处理18个重复。称取相当于烘干土重30 g的供试鲜土，装入300 mL塑料培养瓶中。将不同种氨基酸配成溶液，取等量(40 mg N /kg)^[17]加入土壤，并用蒸馏水调节至土壤饱和持水量(WHC)的60%；对照处理为添加等量蒸馏水。密封瓶盖，置于25 ℃恒温生物培养箱中培养。实验开始后，分别于第0、2、8、12、16、36天取样，每次取样随机选取每种处理的3个重复，用50 mL的注射器抽取土壤顶部空间的20 mL气体，推进铝膜气袋(50 mL，大连德霖)中保存，待测N₂O。每次气体取样后，立即注入150 mL 0.5 mol/L K₂SO₄溶液浸提土壤(土水比为1∶5)，置于摇床中振荡1 h(250 r/min)，取40 mL浸提液离心10 min(4000 r/min)，离心后经0.45 μm滤膜过滤，得到的滤液用于无机氮(NH₄⁺-N、NO₃^--N)和总可溶性氮(TSN)以及可溶性有机碳(SOC)的分析。剩余的浸提液用于测定pH值。B组实验设计：将土壤含水量调节至90% WHC，其他处理与A组相同。

土壤含水量用烘干法测定(105 ℃，24 h)，土壤饱和持水量用环刀法测定，土壤pH值用玻璃电极法测定，土壤可溶性有机碳(SOC)使用重铬酸钾容量法测定^[18]。土壤滤液中的NH₄⁺-N 、NO₃^--N和TSN，使用连续流动分析仪(SKALAR SAN⁺⁺，荷兰)测定；气体中的N₂O浓度用气相色谱仪(GCv2014，日本)测定，载气为95% Ar-CH₄，流速30 mL/min，检测器为ECD，检测器温度320 ℃，柱温70 ℃；土壤全碳、全氮用碳氮元素分析仪(Elemantar vario MAX CN，德国)测定。

土壤可溶性有机氮含量的计算^[19]： SON = TSN－(NH₄⁺-N + NO₃^--N) 式中,SON为可溶性有机氮，TSN为总可溶性氮，NH₄⁺-N 为铵态氮，NO₃^--N为硝态氮(mg/kg)。

土壤N₂O-N产生量的计算方法^[16]： F = k· v/m· c· 273/(273+T) 式中,F表示气体N₂O-N产生量(μg/kg)；k为常数，N₂O-N取1.248；v为培养瓶容量体积(mL)；m为干土重(mg)；c为N₂O气体浓度(μL/L)；T为培养温度(℃)。

采用 Excel 2003和origin 7.5对数据进行处理和作图，测定结果均以土壤干重计算。运用SPSS 18.0中单因素方差分析(One way ANOVA)中的最小显著差异法(LSD)分析不同处理之间的差异显著性，用曲线估计选择最优拟合方法分析土壤pH值和可溶性有机碳与氮素之间的相关性，并采用三因素重复测量方差(氨基酸、含水量与时间为主因素)进行影响因素分析。

由图1可知，与CK相比，添加氨基酸处理的土壤NH₄⁺-N含量明显更高，而且不同氨基酸处理对NH₄⁺-N影响不同并在土壤含水量大小上有所体现。60% WHC条件下，除了Ala在36d降低至与CK无显著差异外，其他处理均在36d达到最大值，且第2天后Glu、Lys、Ala显著高于CK(P < 0.05)，Met显著高于Lys和CK(P < 0.05)。

图 1 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤铵态氮的变化 Fig.1 Dynamics of NH4+-N incubated with amino acids under two soil moisture conditions CK：对照；Glu：添加谷氨酸处理；Lys：添加赖氨酸处理；Ala：添加丙氨酸处理；Met：添加甲硫氨酸处理；均值：36d培养时间段内的平均值(n=6);折线图中所有数值均是平均值±标准偏差(n=3)

图选项

当土壤含水量增至90% WHC，CK提前在第8天达最大值(102.31 mg/kg)且随后略有下降，说明NH₄⁺-N产生受到一定抑制。与CK相比，氨基酸处理的NH₄⁺-N最大值延长至16d。第8天后Glu、Lys、Ala显著高于CK(P < 0.05)，而Met显著高于Glu、Lys、Ala(P < 0.05)并极显著高于CK(P < 0.01)。Glu、Lys、Ala三者之间无显著性差异(P > 0.05)。

从图2可知，土壤NO₃^- -N含量随培养时间延长呈线性增长。60% WHC条件下，除了第36天Glu、Lys显著高于CK(P < 0.05)外，Glu、Lys、Ala三者与CK差异不显著，且三者之间无显著性差异。而Met表现与Glu、Lys、Ala截然不同，第8天后显著低于CK(P < 0.05)，分别在第8、12、16、36天比CK下降了45.08%、47.55%、47.47%、36.93%。

图 2 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤硝态氮的变化 Fig.2 Dynamics of NO3--N incubated with amino acids under two soil moisture conditions

图选项

当土壤含水量增至90% WHC，各处理的NO₃^- -N最大值比60% WHC时均有所降低，说明NO₃^- -N产生同样受到高含水量的抑制。Glu、Lys、Ala之间无显著差异且仅在第16天显著高于CK。第8天后Met依然表现为显著低于CK(P < 0.05)，在第8、12、16、36天分别比CK下降了39.16%、69.40%、34.94%、36.79%。

如图3所示，氨基酸添加处理土壤SON含量呈先降低后升高趋势。60% WHC条件下，Glu、Lys、Ala、Met在第2天迅速降低至与CK差异不显著，并在第8天降至最低且分别比CK下降了14.61%、16.24%、42.95%(P < 0.05)、84.24%(P < 0.01)。Glu、Lys、Ala到12d(Met到16d)回升至与CK含量相当。除了第8天Ala显著低于Glu和Lys，Glu、Lys、Ala三者之间无显著差异。

图 3 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤可溶性有机氮的变化 Fig.3 Dynamics of SON incubated with amino acids under two soil moisture conditions

图选项

90% WHC条件下，Glu、Lys、Ala、Met同样在第2天迅速降低至与CK差异无显著，并在12d降至最低。除了第16天Met、Ala显著高于CK和Glu(P < 0.05)，第2天后Glu、Lys、Ala、Met均与CK无显著差异，且Glu、Lys、Ala三者之间差异不显著。

从图4可看出，60% WHC条件下，土壤N₂O-N释放量在第8天最大，随后迅速降低，CK、Glu、Lys、Ala、Met最大值依次为22.03、22.99、23.46、22.08、16.00 μg/kg。Glu、Lys、Ala 三者与CK差异不显著，且三者之间无显著差异。Met在第8天显著低于CK(P < 0.05)，随后又显著高于CK(P < 0.05)，然而从0至36d平均值看，Met(10.65 μg/kg)大于CK(8.46 μg/kg)，总体上增加了N₂O排放的可能性。

图 4 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤氧化亚氮的变化 Fig.4 Dynamics of N2O-N incubated with amino acids under two soil moisture conditions

图选项

当土壤含水量增至90% WHC，N₂O-N释放量在第2天迅速增至最大值，CK、Glu、Lys、Ala、Met最大值依次为273.43、312.99、308.97、399.50、193.12 μg/kg，是60% WHC最大值的100多倍。Glu、Lys、Ala 三者与CK差异不显著，且三者之间无显著性差异。与CK相比，Met表现与60% WHC时相似，并在第36天降低至与CK无显著差异，Met的36d平均值(87.95 μg/kg)仍大于CK(68.10 μg/kg)。

如图5结果所示，60% WHC条件下，从0至12d土壤pH值迅速增大，随后变化平缓。氨基酸添加处理的土壤pH值均高于CK处理，在第2天、12天、36天Glu、Lys、Ala、Met均与CK达到显著差异(P < 0.05)，在各氨基酸处理中Met处理的土壤pH值较高。90% WHC条件下，土壤pH值在短暂(2d)的降低后又升高，与60% WHC相比变化幅度更大。除第2天的Ala和第12天的Lys略低于CK外，氨基酸处理的土壤pH值均大于CK处理，第8天后Met均显著高于CK(P < 0.05)，Glu、Lys、Ala处理之间差异不显著(P > 0.05)。

图 5 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤pH值的变化 Fig.5 Dynamics of soil pH incubated with amino acids under two soil moisture conditions

图选项

土壤氮素含量和土壤pH值的关系采用曲线估计选出最优拟合方法。图6结果表明，土壤pH值与土壤NH₄⁺-N含量呈正相关(R² = 0.86，60% WHC；R² = 0.52，90% WHC)，与土壤NO₃^- -N含量呈正相关(R² = 0.36，60% WHC；R² = 0.26，90% WHC)，与土壤SON含量呈负相关(R² = 0.21，60% WHC；R² = 0.14，90% WHC)，而与土壤N₂O-N释放量的相关性不明显。

图 6 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤pH值与土壤氮素的相关关系 Fig.6 Relationship between soil pH and soil nitrogen in different soil moisture conditions

图选项

由于土壤SOC含量与土壤氮素无明显相关性，在此只对土壤SOC含量的变化特征进行分析。从图7中可知，在两种土壤含水量条件下，土壤SOC含量随时间的变化趋势均为先降低后升高再降低。60% WHC条件下，Lys、Ala、Met土壤SOC含量在第8天均显著大于CK处理(P < 0.05)；第12、16天氨基酸处理降低为低于CK处理。90% WHC条件下，土壤SOC含量在第12天最大，在第8、12天氨基酸处理均大于CK处理且Ala与CK差异显著(P < 0.05)，第16天氨基酸处理均低于CK处理，于第36天各处理降至最低且无显著差异。

图 7 两种含水量条件下不同氨基酸处理土壤可溶性有机碳的变化 Fig.7 Dynamics of SOC incubated with amino acids under two soil moisture conditions

图选项

方差分析的结果表明(表2)，土壤无机氮、可溶性有机氮和土壤pH值对添加氮的响应敏感。土壤NH₄⁺-N含量、NO₃^- -N含量、SON含量以及土壤pH值受不同性质氨基酸、培养时间、土壤含水量条件的影响显著，尽管他们都是氮素转化的关键影响因素，但是氨基酸单因素或与培养时间和含水量的交互作用对N₂O释放量的影响不显著(P = 0.86，P = 0.861，P = 0.623)。此外，土壤SOC含量受氨基酸添加的影响也不显著(P = 0.441)。

氮输入是影响土壤氮素转化的关键因素，可通过改变土壤矿质氮含量、土壤pH值、微生物组成、C/N比值等作用于土壤氮循环过程^[20]，并在不同氮形态上有不同体现。本研究结果显示，添加氨基酸显著增加了亚热带森林红壤NH₄⁺-N含量(图1)，Jones等^[17]对加拿大温带针叶林的研究也得出了相似的结果。在90% WHC条件下氨基酸处理使土壤NH₄⁺-N含量显著高于对照处理且其最大值延长至16d(图1)，说明氨基酸添加处理在一定程度上解除了高含水量对NH₄⁺-N产生的抑制。结果还发现氨基酸添加处理增大了土壤pH值(图5)，陶运平等^[21]在氮添加研究中发现土壤pH值上升是由于尿素和硫代硫酸铵水解时产生大量的铵所致，因此氨基酸在水解过程中产生大量的NH₄⁺-N可能是土壤pH值升高的主要原因。通常认为酸性土壤pH值升高可增加土壤有机质的可溶性，为微生物活动提供了大量的碳、氮基质，从而促进了土壤氮矿化^[22]，产生更多的铵态氮，因此本研究中土壤pH值与NH₄⁺-N和NO₃^--N含量呈正相关关系(P < 0.001)(图6)，且土壤NH₄⁺-N含量较高的甲硫氨基酸处理的土壤pH值也高于其他处理(图5)。还有研究表明，氨基酸甚至不需要经过微生物过程，可单纯通过土壤中Mn矿物的化学氧化作用矿化成NH₄⁺-N并释放CO_2^[23]，这可能是90% WHC条件下对照处理土壤NH₄⁺-N于第8天不再增加而氨基酸处理仍然有较高NH₄⁺-N含量的原因。

本文结果发现，从第0至2天氨基酸处理的土壤SON含量大幅度降低(图3)，土壤中氮素由SON转化成NH₄⁺-N为主(图1，图3)，表明氨基酸在土壤中迅速发生矿化，Hobbie等^[24]研究认为氨基酸在土壤中迅速转化主要与异养微生物通过吸收氨基酸分子增大活性有关。有研究表明氨基酸能经过特殊通道被吸收进入微生物细胞^[25]，可被土壤微生物直接吸收和同化^[26]。本文中氨基酸的加入被土壤微生物直接吸收利用的同时，并在培养前期增加了土壤可利用性碳、氮含量(图3,图7)，可能增大了微生物活性并作用于土壤氮素转化过程，从而表现为60% WHC条件下第2至12天氨基酸处理土壤SON含量低于对照处理(图3)，在一定程度上促进了土壤有机氮库向无机氮库转化。但在90% WHC条件下添加氨基酸对土壤SON含量影响并不显著(图3)，可能是因为高含水量限制了氧气传输导致土壤产生厌氧环境并不适合异养微生物的有氧活动^[27]，添加的氨基酸被矿化为无机氮后，其土壤SON含量与对照处理保持相对一致。有研究表明蛋白质转化为NH₄⁺-N的速度大大低于氨基酸转化为NH₄⁺-N^[17]，可见氨基酸-N相对于土壤中的大分子有机氮组分而言具有优先被矿化的特性，说明一些森林土壤氮矿化受限不是氨基酸转化为NH₄⁺-N受限，而是因为蛋白质转化氨基酸在一定程度上受阻。因此，氨基酸-N在土壤氮素转化中扮演着重要的角色。

虽然氨基酸处理显著增加了土壤铵态氮含量，但是酸性、碱性、中性氨基酸添加对土壤NO₃^--N影响并不显著(图2)，这可能与森林酸性土壤硝化作用较低而氨化作用占主导的特性有关，如Kielland等^[28]研究发现氨基酸和多肽转化为NH₄⁺-N迅速，随后的NH₄⁺-N转化为NO₃^--N则很慢。但随培养时间延长，氨基酸处理土壤的NO₃^--N含量有逐渐高于对照处理的趋势，如60% WHC 条件在第36天谷氨酸、赖氨酸处理开始显著高于对照处理，90% WHC条件则在第16天谷氨酸、赖氨酸、丙氨酸处理高于对照处理，说明36天或更长时间之后氨基酸处理土壤累积的NH₄⁺-N可能会逐渐转化为NO₃^--N并将维持在一个相对平衡的状态。本研究还发现，与酸性、碱性和中性氨基酸处理不同的是甲硫氨基酸处理显著降低了土壤NO₃^--N含量(图2)，抑制了土壤硝化作用，Quastel等^[15]对中性和偏碱性土壤的研究也得出相同结果，说明甲硫氨基酸对酸性森林土壤也有类似的影响，可能的原因是甲硫氨基酸的分解产物在起作用，如二硫化碳、二甲基硫醚等均可对土壤氨单加氧酶(Ammonia monooxygenase,AMO)或羟胺氧化还原酶(Hydroxylamine oxidoreductase,HAO)产生毒性^[29]，阻碍了土壤NH₄⁺-N向NO₃^--N转化，从而导致土壤NH₄⁺-N累积，表现为第8天之后甲硫氨基酸处理的土壤NH₄⁺-N含量最高(图1)。本文结果还表明在土壤硝化作用较弱的条件下(90% WHC)，甲硫氨基酸对土壤NO₃^--N的抑制程度也有所降低(图2)。

有研究发现氨基酸在土壤中发生矿化及随后向土壤释放无机氮促进了土壤N₂O产生和排放^[14]，Avrahami等^[30]的研究也发现土壤N₂O释放速率与NH₄⁺-N浓度呈正相关关系，NH₄⁺-N的添加显著增大了N₂O的释放。但本研究结果显示，酸性、碱性、中性氨基酸处理虽然显著增加了土壤NH₄⁺-N含量，却没有对土壤N₂O释放产生显著影响(图4，表2)，这可能与酸性、碱性、中性氨基酸处理未对土壤NO₃^--N产生显著性影响存在直接的因果联系。在森林酸性土壤中反硝化过程是N₂O产生和释放的主要途径^[31]，且NO₃^--N是土壤反硝化的反应底物和电子受体，由于氨基酸处理土壤获得的NO₃^--N含量与对照处理无显著差异，因此其对N₂O的释放也未产生显著影响。本文结果还发现，甲硫氨基酸在培养前期抑制土壤N₂O产生而在培养后期促进N₂O释放，可能是由于甲硫氨基酸显著抑制了土壤NO₃^--N产生，减少了土壤反硝化的反应底物，因此在培养前期N₂O释放量低于其他处理,随后甲硫氨基酸可经微生物作用分解产生大量乙烯(C₂H₄)^[32]，乙烯的形成需要消耗氧气使土壤形成厌氧环境更利于N₂O产生、释放，从而表现为培养后期N₂O释放量高于对照处理(图4)。虽然甲硫氨基酸在前期有一定的抑制作用，但总体上对N₂O产生释放有一定的促进。90% WHC条件下土壤N₂O释放量最大值是60% WHC时的100多倍(图4)，说明高含水量条件下的相对厌氧环境更利于反硝化作用生成N₂O。

有研究表明，小分子量和低C/N比的氨基酸更容易土壤固体吸附和矿化^[33]，这可能是丙氨酸处理土壤的NH₄⁺-N含量在第12天(60% WHC)之后开始出现下降的原因。由于侧链结构存在差异，酸性、碱性、中性氨基酸的不同带电性可能在影响氮素转化中有不同的表现，如Vinolas等^[34]研究发现带正电性的氨基酸(如赖氨酸)可被土壤中阳离子交换位有力吸附，而带中性的甘氨酸和带负电性的谷氨酸则相反。然而本研究结果显示，侧链结构上氨基和羧基数不同且带电性不同(表1)的氨基酸(Glu、Lys、Ala)处理之间对土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N和N₂O的影响差异很小(图1，图2，图4)，说明氨基酸对酸性森林土壤氮素转化的影响可能与其带电性关系不大。Rothstein^[35]的研究就发现氨基酸-N被土壤固体颗粒吸附的特性与带电性显著相关，而氨基酸矿化则与电压极性(polar)相关。另一方面，丙氨酸和甲硫氨基酸在侧链结构上含氨基和羧基数相同且等电点相近(6.00和5.74，表1)，而它们对土壤NH₄⁺-N、NO₃^--N、N₂O的影响却表现出很大差异，基于甲硫氨基酸的分解产物对土壤硝化和反硝化过程产生的一系列影响，结果表明氨基酸对土壤氮素转化的影响很可能与氨基酸的分解产物密切相关，这为森林土壤氮素转化研究提供了有效的补充。

性质不同的氨基酸对亚热带森林土壤氮素含量和转化造成不同程度的影响。氨基酸在土壤中矿化迅速，显著增加了土壤NH₄⁺-N含量并使土壤pH值升高，即使在90% WHC条件下仍然具有较高的矿化能力，显著增大了土壤氮的有效性。酸性、中性、碱性氨基酸对土壤NO₃^--N含量和N₂O释放影响较小，更有利于土壤的氮固持，相对而言对生态环境较为友好。而甲硫氨基酸则显著抑制了土壤硝化作用，并在一定程度上促进了N₂O的排放。理化性质不同的酸性、中性、碱性氨基酸在土壤中表现相似，而与含硫氨基酸差异较大，氨基酸对酸性森林土壤氮素转化的影响可能与带电性无关，氨基酸的分解产物则可能成为调节土壤氮素转化的关键因子。目前，甲硫氨基酸抑制土壤硝化作用、促进土壤矿化的具体机理仍未得到清楚认识，仍需今后深入研究。