羅亞晨，呂瑜良，楊浩，何念鵬，李勝功，高文龍,3

1. 西南大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，重慶 400715；2. 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所，生態(tài)系統(tǒng)觀測與模擬重點實驗室，北京 100101；3. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 10049

凍融作用下寒溫帶針葉林土壤碳氮礦化過程研究

羅亞晨1,2，呂瑜良1，楊浩2*，何念鵬2，李勝功2，高文龍2,3

1. 西南大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，重慶 400715；2. 中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所，生態(tài)系統(tǒng)觀測與模擬重點實驗室，北京 100101；3. 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 10049

以大興安嶺落葉松林土壤為研究對象，設(shè)置8 ℃恒溫和-5～8 ℃凍融循環(huán)（1個凍融循環(huán)為在-5 ℃培養(yǎng)24 h，后在8 ℃培養(yǎng)24 h）2個處理，進(jìn)行30 d的室內(nèi)培養(yǎng)實驗，探討了寒溫帶針葉林土壤在凍融交替時期的碳氮礦化過程及其相互關(guān)系。結(jié)果表明，培養(yǎng)溫度和培養(yǎng)時間對土壤碳礦化速率和碳礦化累積量均有顯著影響。第1次和第5次凍融循環(huán)后，凍融處理土壤的碳礦化速率顯著高于恒溫培養(yǎng)下土壤的碳礦化速率；第7次和第15次凍融循環(huán)后，凍融土壤碳礦化累積量顯著低于恒溫土壤的碳礦化累積量。土壤氮礦化速率沒有受到培養(yǎng)溫度、培養(yǎng)時間以及二者交互作用的影響，但培養(yǎng)時間和培養(yǎng)溫度對土壤凈氮礦化累積量有顯著的影響。第5、7、15次凍融循環(huán)后，凍融處理的土壤無機(jī)氮凈礦化累積量低于恒溫培養(yǎng)的土壤無機(jī)氮凈礦化累積量。經(jīng)過30 d的培養(yǎng)，恒溫處理下的土壤碳、氮礦化累積量（碳累積量：92.82 μg·g-1，氮累積量73.76 mg·kg-1）是凍融處理下（碳累積量：65.51 μg·g-1，氮累積量33.45 mg·kg-1）的1.42倍和2.21倍。土壤碳礦化累積量與土壤凈氮礦化累積量均為正相關(guān)關(guān)系，但在相同的碳釋放量下凍融循環(huán)處理土壤累積的無機(jī)氮較少。以上結(jié)果表明，凍融循環(huán)減少了大興安嶺寒溫帶落葉松林土壤碳排放和無機(jī)氮的累積，有利于土壤碳的固持和減少養(yǎng)分的流失。

北方森林；凍融循環(huán)；土壤碳釋放；銨態(tài)氮；硝態(tài)氮；微生物生物量

凍融現(xiàn)象是由于季節(jié)性或晝夜溫度的變化使土壤反復(fù)出現(xiàn)凍結(jié)-融化的過程，是高緯度地區(qū)和山區(qū)普遍存在的自然現(xiàn)象（伍星和沈珍瑤，2010）。凍融循環(huán)的頻率和強(qiáng)度主要取決于氣候氣溫和冬季積雪的厚度。在全球變化的背景下，變暖可能會降低凍融循環(huán)的強(qiáng)度、頻率和持續(xù)時間；而減少的積雪厚度可能會加強(qiáng)凍結(jié)的過程（Matzner和Borken，2008）。

凍融循環(huán)通過改變土壤的物理性質(zhì)、水熱條件、微生物種類組成和活性，改變土壤的碳氮循環(huán)，進(jìn)而影響土壤可利用碳氮的流失和植物對土壤養(yǎng)分的吸收（Schimel和Clein，1996；Schimel等，2004；Matzner和Borken，2008）。凍融循環(huán)對土壤碳氮礦化過程影響的研究是近年來生態(tài)學(xué)研究的熱點問題之一。凍融對土壤碳氮礦化的影響結(jié)果是不一致的，有正效應(yīng)、負(fù)效應(yīng)和沒有效應(yīng)，主要取決于土壤本身的特性和凍融的溫度、頻率和持續(xù)時間。通常認(rèn)為，在較低的凍結(jié)溫度下，凍融循環(huán)破壞了土壤團(tuán)聚體的組成結(jié)構(gòu)，促進(jìn)了土壤可溶性有機(jī)碳（DOC）和可溶性有機(jī)氮（DON）的釋放、土壤膠體解吸附NH4+離子；使部分微生物細(xì)胞膜破裂釋放有機(jī)碳和有機(jī)氮；促使根系死亡（Fitzhugh等，2001；Herrmann和Witter，2002；Sharma等，2006）。這些微生物呼吸底物的增加使得土壤碳氮礦化速率增加。而在較高的凍結(jié)溫度下，凍融循環(huán)對碳氮礦化過程的影響取決于不同的土壤特性、植被類型和凍結(jié)溫度。例如，-5 ℃左右的凍結(jié)溫度降低了耕地土壤微生物的活性（Herrmann和Witter，2002；D?rsch等，2004），但是沒有改變高山和極地土壤的微生物活性（Lipson等，2000；Lipson等，2002；Grogan等，2004）。有可能是高山和極地土壤微生物適應(yīng)了低溫環(huán)境，從而對-5 ℃的凍結(jié)溫度并不敏感。Neilsen等（2001）對糖槭林（Acer saccharum Marsh）和黃樺林（Betula alleghaniensis Britton）土壤培養(yǎng)實驗研究表明，相比于對照處理來說，-3 ℃的凍融過程輕微地促進(jìn)了土壤CO2的排放，沒有明顯改變氮礦化，并且黃樺林土壤的CO2釋放量明顯高于糖戚林土壤。對挪威云杉林（picea abies L. Karst）土壤的研究表明，-8 ℃的凍融循環(huán)降低了土壤氮礦化量（Hentschel等，2008），增加了CO2排放（Goldberg等，2008）。此外，野外的雪移除實驗也表明，雪移除改變的凍融循環(huán)有的是通過影響土壤的物理結(jié)構(gòu)促進(jìn)了土壤無機(jī)氮的增加（Freppaz等，2008），有的是通過降低微生物的活性而抑制了無機(jī)氮的產(chǎn)生（Tan等，2014）。因此，對于較高凍結(jié)溫度的凍融循環(huán)過程對土壤碳氮礦化過程的影響沒有一致性的結(jié)論，仍然需要針對不同的土壤進(jìn)行進(jìn)一步的研究。

大多數(shù)關(guān)于凍融循環(huán)和土壤碳氮礦化的關(guān)系的研究僅僅分別關(guān)注了凍融對碳礦化和氮礦化的影響，而對于凍融作用下碳氮礦化關(guān)系的分析很少。氮礦化和碳礦化之間的關(guān)系很大程度上取決于分解底物的C∶N比和微生物碳利用效率（Murphy等，2003）。添加可利用的碳源或者氮源會改變碳氮礦化之間的關(guān)系（Song等，2011）。那么，凍融循環(huán)作用下土壤DOC和DON等土壤微生物可利用的碳氮底物的改變，是否會改變土壤碳氮礦化之間的關(guān)系，不得而知。本文采用室內(nèi)培養(yǎng)實驗，以大興安嶺興安落葉松林土壤為研究對象，分析-5～8 ℃凍融和8 ℃恒溫條件下土壤碳氮礦化的變化過程以及碳氮礦化的相互關(guān)系，有利于深入理解秋末春初凍融作用下的土壤碳氮循環(huán)過程。

1 材料和方法

1.1 樣地概況

實驗樣地屬于內(nèi)蒙古根河國家野外科學(xué)觀測研究站以東的開拉氣林場。該林場位于大興安嶺西北坡（50°49′～50°51′N，121°30′～121°31′E），海拔826 m，地勢平坦，坡度小于3°。該區(qū)域?qū)儆诤疁貛О霛駶櫄夂?，年均氣?5.4 ℃，年降水量450～550 mm，其中60%集中在6─8月。秋季日最高溫月平均值為10.6 ℃，日最低溫月平均值為-4.7 ℃；春季日最高溫月平均值為6.6 ℃，日最低溫月平均值為-11.1 ℃（劉麗和王曉紅，2008）。9月末到翌年5月初為降雪期，降雪厚度20～40 cm，降雪量占全年降水總量的12%。全年地表蒸發(fā)量800～1200 mm，年均日照2594 h，無霜期80 d。該區(qū)為大片連續(xù)多年凍土帶的南緣，土壤為發(fā)育于花崗巖殘積物上的暗棕壤，土層厚度30～40 cm，其中礦質(zhì)層石礫較多。土壤主要理化性質(zhì)如下：腐殖質(zhì)含量10%～30%，全氮2.9～4.7 g·kg-1，全磷0.5～1.1 g·kg-1，pH值為4.5～6.5，土壤容重0.15～0.74 g·cm-3（Gao等，2013）。植被類型為杜香-落葉松林，林齡約為200年，主要物種為興安落葉松(Larix gmelini)、白樺（Betula platyphylla）、杜香（Ledum palustre）、杜鵑（Rhododendron simsii)、紅豆越橘(Vaccinium Vitisidaea）等。

1.2 樣品采集與處理

我們選擇了9個10 m×20 m的樣方，每個樣方間隔10 m。2013年10月，土壤秋季凍融之前進(jìn)行樣品采集。在每個樣方內(nèi)，去除地表凋落物后，用土鉆取0～10 cm土壤樣品，6點形成1個混合樣品。總計9個土壤樣品。取樣后過4 mm篩，手工挑除根系和雜質(zhì)。放入凍干機(jī)中進(jìn)行凍干，以便于保持微生物活性和室內(nèi)培養(yǎng)過程中調(diào)節(jié)土壤含水量。

1.3 室內(nèi)培養(yǎng)及測定

培養(yǎng)實驗設(shè)置-5～8 ℃凍融循環(huán)和8 ℃恒溫對照2個溫度處理。其中，-5～8 ℃凍融循環(huán)處理是先將樣品放入-5 ℃冰箱中凍結(jié)24 h，后將樣品放入8 ℃恒溫培養(yǎng)箱中融化24 h，如此為1個凍融循環(huán)。8 ℃對照處理設(shè)計為將樣品放入恒溫培養(yǎng)箱中8 ℃恒溫培養(yǎng)。土壤含水量統(tǒng)一調(diào)節(jié)為60%土壤飽和含水量，即含水量為35.5%。土壤飽和含水量采用簡易法（代景忠等，2012）測定，3次重復(fù)。

培養(yǎng)實驗開始前，稱取凍干的土壤樣品，用小噴壺將去離子水均勻噴至土上，將土壤含水量調(diào)節(jié)至60%土壤飽和含水量。隨后，在150 mL塑料圓瓶中裝入33 g左右（干重25 g左右）調(diào)節(jié)好含水量的土壤樣品，用于測定土壤碳礦化速率；另將250 g左右調(diào)節(jié)好含水量的土壤樣品裝于塑料方瓶內(nèi)，用于分次測定土壤NH4+-N和NO3--N含量。所有瓶子蓋蓋（留有通氣孔）在8 ℃培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)2 d后，測定土壤碳礦化速率和土壤NH4+-N和NO3--N含量。隨后，凍融循環(huán)處理的培養(yǎng)樣品放入-5 ℃的冰箱中，恒溫處理部分的培養(yǎng)樣品繼續(xù)留在8 ℃培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。此后在30 d的培養(yǎng)期內(nèi)，分別在第1、3、5、7和15次凍融循環(huán)完成后（即培養(yǎng)的第2、6、10、14和30天）測定土壤碳礦化速率和土壤NH4+-N和NO3--N含量。培養(yǎng)過程中，每隔5 d采用稱重法給培養(yǎng)樣品補(bǔ)水一次，將去離子水均勻噴灑在土壤表面。

土壤碳礦化速率采用土壤微生物呼吸速率測定系統(tǒng)進(jìn)行測定，詳見代景忠等（2012）。土壤無機(jī)氮（NH4+-N，NO3--N）采用0.5 mol·L-1硫酸鉀（K2SO4）浸提，含量采用流動化學(xué)分析儀（Bran Luebbe，Germany）測定。土壤微生物生物量碳（MBC）采用氯仿熏蒸法（chloroform fumigation-extraction method，F(xiàn)E）測定。稱取10 g左右新鮮土樣放入50 ml的玻璃燒杯中。燒杯放入真空干燥器中，在真空干燥器底部放入少量用去離子水濕潤過的濾紙以保持濕度。另外，放置一個裝有30～50 mL氯仿的燒杯，燒杯中放入少量沸石以防止暴沸。真空干燥器密封后用真空泵抽至燒杯中的氯仿沸騰1～2 min，將活塞關(guān)閉，將干燥器放入一恒溫培養(yǎng)箱中，在25～28 ℃下暗室培養(yǎng)24 h。同時稱取10 g的同一份土樣，置于50 mL廣口塑料瓶中，加入100 mL 0.5 mol·L-1K2SO4，放在振蕩器上以180 r·min-1速度振蕩1 h，停止振蕩后靜置30 min，將樣品過濾至小塑料瓶中放入冰柜冷凍。熏蒸培養(yǎng)結(jié)束后取出真空干燥器，用真空泵反復(fù)抽去殘余氯仿，土樣同上提取保存提取液。浸提液采用TOC儀測定，土壤微生物生物量碳（MBC）計算公式如下：

MBC=（熏蒸后土壤提取液中的有機(jī)C-未熏蒸土壤提取液中的有機(jī)C）×2.2，單位mg·kg-1（林先貴等，2010）。

1.4 數(shù)據(jù)處理及統(tǒng)計分析

土壤碳礦化速率采用如下公式進(jìn)行計算（代景忠等，2012）：

式中：R為土壤微生物呼吸速率（μg·g-1·d-1，以C計），C為測試時間內(nèi)CO2濃度變化的直線斜率，V是培養(yǎng)瓶和管線的總體積，m是培養(yǎng)瓶內(nèi)土壤干重，α是CO2氣體質(zhì)量轉(zhuǎn)化系數(shù)，β是時間轉(zhuǎn)化系數(shù)。

同時，我們對第一個凍融循環(huán)過程中土壤呼吸進(jìn)行了詳細(xì)測定，在48 h中每隔20 min測量一次。經(jīng)過測定發(fā)現(xiàn)，在一次凍融循環(huán)中，升溫過程和降溫過程各持續(xù)4個小時。一次凍融循環(huán)的全過程分為8～-5 ℃降溫（4 h）、-5 ℃恒溫（20 h）、-5～8 ℃升溫（4 h）和8 ℃恒溫（20 h）4個過程。據(jù)降溫和升溫過程中的土壤呼吸速率與土壤溫度進(jìn)行擬合，兩者呈指數(shù)關(guān)系，分別表示為如下公式：

升溫：Y = 2.5987e0.0783X

降溫：Y = 1.5075e0.0747X

式中：Y為土壤呼吸速率（μg·g-1·d-1），X為土壤溫度。

我們假設(shè)-5 ℃恒溫（20 h）和8 ℃恒溫（20 h）過程中土壤呼吸速率呈線性變化。按照如下方法計算每個凍融循環(huán)過程中土壤呼吸累積量：利用第1、3、5、7、15凍融循環(huán)后實際測量的土壤呼吸速率，分別通過升溫和降溫公式計算出-5 ℃和8 ℃恒溫時的土壤呼吸速率，采用線性內(nèi)插法計算土壤呼吸累積量。土壤無機(jī)氮凈礦化累積量（mg·kg-1·d-1，以N計）同樣采用線性內(nèi)插法計算。

利用SPSS16.0統(tǒng)計軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析。采用單因變量多因素方差分析（Univariate ANOVAs）方法分析培養(yǎng)溫度、培養(yǎng)時間及其交互作用對大興安嶺寒溫帶針葉林0～10 cm表層土壤碳、氮礦化的影響，采用配對樣本T檢驗方法分析對比-5～8 ℃凍融處理和8 ℃恒溫處理土壤碳氮礦化的差異。利用SigmaPlot 10.0軟件進(jìn)行繪圖。除特殊說明外，顯著性水平ɑ=0.05。

2 結(jié)果

2.1 凍融作用下土壤碳礦化的變化

培養(yǎng)溫度和培養(yǎng)時間對土壤碳礦化速率均具有顯著的影響（P=0.001和P=0.000，表1），且兩因素間存在顯著的交互效應(yīng)（P=0.025，表1）。從培養(yǎng)溫度上看，總體來說，經(jīng)過-5～8 ℃凍融循環(huán)處理后，土壤在融化階段的碳礦化速率要高于在8 ℃下恒溫培養(yǎng)的土壤，其中在第1次和第5次凍融循環(huán)后表現(xiàn)最為明顯（P=0.003和P=0.000，圖1a）。經(jīng)過-5～8 ℃凍融循環(huán)處理的土壤，在融化階段總體上表現(xiàn)為隨著凍融循環(huán)次數(shù)的增加，土壤碳礦化速率降低，在5次凍融循環(huán)后，土壤碳礦化速率最低（圖1a）。在8 ℃恒溫培養(yǎng)條件下，隨著培養(yǎng)時間的增加，土壤碳礦化速率沒有明顯的降低或增加趨勢。

土壤碳礦化累積量受到培養(yǎng)溫度、培養(yǎng)時間以及二者交互作用影響極其顯著（P=0.000，表1）。隨著培養(yǎng)時間的增加，在第7次和第15次凍融循環(huán)后兩種處理間土壤碳礦化累積量表現(xiàn)出明顯差異(P=0.049和P=0.003，圖1b)。8 ℃恒溫培養(yǎng)條件下的土壤碳礦化累積量是-5～8 ℃凍融處理下的土壤的1.42倍（圖1b）。

2.2 凍融作用下土壤氮礦化的變化

土壤氮礦化速率沒有受到培養(yǎng)溫度、培養(yǎng)時間以及二者交互作用的顯著影響（P=0.281，P=0.236和P=0.186，表1）。在第5次和第15次凍融循環(huán)，-5～8 °C凍融處理的土壤氮礦化速率顯著低于8 °C恒溫土壤（P=0.000和P=0.001）。

表1 溫度、時間及其交互作用對不同培養(yǎng)條件下土壤碳氮礦化速率及碳氮礦化累積量影響的單因變量多因素方差分析Table 1 Results of Univariate ANOVAs of the effects of temperature and time on the Soil C and N mineralization rate and accumulated C and N mineralization

圖1 土壤碳礦化速率和土壤碳礦化累積量的動態(tài)變化Fig. 1 Dynamics of soil C mineralization rate and accumulated C mineralization

培養(yǎng)溫度和培養(yǎng)時間則對土壤無機(jī)氮的凈礦化累積量產(chǎn)生了極其顯著的影響（P=0.001和P=0.000，表1）。在8 ℃恒溫條件下培養(yǎng)2 d后，土壤氮礦化累積量為-2.04 mg·kg-1，說明在這一階段土壤中的微生物以對氮的固持為主（圖2b）；經(jīng)過6 d的恒溫培養(yǎng)，土壤無機(jī)氮礦化累積量增加到13.56 mg·kg-1，且在之后的培養(yǎng)過程中隨著時間的延長而逐漸增加，經(jīng)過30 d的培養(yǎng)，土壤無機(jī)氮凈礦化累積量顯著增加（圖2b）。凍融循環(huán)處理的土壤，經(jīng)過1次凍融循環(huán)后同樣出現(xiàn)氮固持現(xiàn)象，其土壤氮礦化累積量為-0.83 mg·kg-1（圖2b）；隨培養(yǎng)時間的增加，土壤氮礦化累積量呈增加趨勢。對比8 ℃恒溫和-5～8 ℃凍融2種處理，凍融循環(huán)處理的土壤在5次、7次和15次循環(huán)后，其土壤氮礦化累積量顯著低于恒溫部分（P=0.004，P=0.001和P=0.000，圖2b），可見凍融交替會減少土壤中有效氮的累積。經(jīng)過15次的凍融循環(huán)后，凍融處理土壤的凈氮礦化累積量為恒溫土壤的45.3%。

2.3 凍融作用下土壤微生物生物量碳的變化

土壤微生物生物量碳在凍融和恒溫培養(yǎng)條件下，培養(yǎng)前后沒有出現(xiàn)顯著差異（P=0.906和P=0.964）。-5～8 ℃凍融處理的土壤微生物生物量碳稍有降低，而8 ℃恒溫對照土壤的微生物生物量碳則稍有增加（圖3）。

2.4 凍融作用下土壤碳氮礦化的關(guān)系

8 ℃恒溫培養(yǎng)條件下的土壤碳礦化量與土壤氮礦化量呈正相關(guān)關(guān)系（圖4），即土壤釋放的CO2量越多，土壤中的無機(jī)氮含量也越高。經(jīng)過-5～8 ℃凍融循環(huán)處理，土壤的碳礦化量與氮礦化量也同樣表現(xiàn)出正相關(guān)關(guān)系（圖4）。與8 ℃恒溫培養(yǎng)相比，在具有相同的土壤碳排放的情況下，經(jīng)過凍融的土壤中無機(jī)氮的累積量更少。

圖2 土壤氮礦化速率和氮礦化累積量的動態(tài)變化Fig. 2 Dynamics of Soil N mineralization rate and accumulated N mineralization

圖3 土壤微生物生物量碳的培養(yǎng)前后的變化Fig. 3 Dynamics of Soil MBC in the 30 d incubation

圖4 土壤碳礦化累積量和氮礦化累積量的關(guān)系Fig. 4 Relationship of accumulated C mineralization and accumulated N mineralization

3 討論

3.1 凍融對土壤碳礦化的影響

土壤碳礦化的過程是由微生物主導(dǎo)的。微生物可利用的底物和微生物生長過程都受到溫度的影響。凍結(jié)促使微生物活性降低，而融化促使微生物活性恢復(fù)或增加。我們的研究結(jié)果表明，相比于恒溫處理，1個凍融循環(huán)處理后，微生物呼吸顯著增加；隨著凍融循環(huán)次數(shù)的增加，凍融作用對微生物呼吸的刺激效果逐漸消失，2種處理土壤的碳礦化速率均逐漸降低（圖1）。我們的這一結(jié)果，與前人的研究結(jié)果是一致的（賈國晶等，2012）。在凍融初期，連續(xù)的凍融循環(huán)破壞了土壤團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)，使大團(tuán)聚體破碎成小團(tuán)聚體，有利于被土壤團(tuán)聚體吸附的小分子物質(zhì)釋放（李忠佩和張?zhí)伊郑?004），增加了土壤可利用碳氮。同時，盡管微生物在低溫下仍有活性，-5 ℃的凍結(jié)溫度也殺死了部分微生物。在融化階段，死亡微生物可以作為存活微生物的分解底物（Zhou等，2011；Neilsen等，2001）。微生物可利用底物的增加是凍融初期土壤碳礦化速率較高的主要原因。隨著凍融循環(huán)次數(shù)的增加，分解底物逐漸被耗盡，同時，微生物死亡的絕對數(shù)量也在減少，使得土壤碳礦化速率逐漸下降。因此，短期來看，凍融促進(jìn)了碳礦化；而長期來看，由于受到分解底物的限制，兩者的碳礦化速率并無顯著差異。在土壤碳礦化的累積量上，溫度是主要決定因素。相比于恒溫處理，凍融循環(huán)過程中土壤微生物有一半左右的時間處于低溫低活性的狀態(tài)下。盡管融化的過程中微生物活性得以恢復(fù)，凍融處理土壤的總碳釋放量仍然低于恒溫對照。

3.2 凍融對土壤氮礦化的影響

目前關(guān)于凍融交替對土壤氮礦化的影響的研究表明，凍融循環(huán)有利于土壤中無機(jī)氮的增加（Grogan P等，2003），土壤微生物也是影響土壤氮礦化的重要因素。Marumoto等（1982）研究發(fā)現(xiàn)土壤中大部分礦化的N并不是直接來自土壤有機(jī)物質(zhì)，而是由死亡微生物所釋放的。凍融過程中部分微生物死亡，使得細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)滲出，成為土壤中礦質(zhì)氮的直接來源。同時死亡的微生物為土壤中殘留微生物提供了有效碳源，刺激了殘留微生物的活性，有利于融化階段土壤氮礦化效率的提高（Herrmann A和Witter E，2002）。此外，凍融會改變土壤的物理結(jié)構(gòu)，溫度的變化使得土壤交替收縮和膨脹，導(dǎo)致土壤晶格開放，釋放出固定的NH4+（Ferris J C，2000）。

我們的研究結(jié)果表明，經(jīng)過10 d（5次凍融循環(huán)）的培養(yǎng)，2種培養(yǎng)條件下的土壤無機(jī)氮凈礦化累積量差異顯著，凍融處理土壤的氮礦化累積量明顯低于恒溫培養(yǎng)下的土壤，這主要是受到不同培養(yǎng)溫度的影響（圖2）。在-5 °C的溫度處理下，可能微生物沒有出現(xiàn)大量地死亡，一是影響了由死亡微生物所釋放的礦質(zhì)氮，同時也影響了能夠增加無機(jī)氮產(chǎn)生的底物。而在低溫下，微生物的活性也有所降低，雖然凍融循環(huán)可能使得土壤氮礦化速率在短期內(nèi)得到提高，但其氮礦化累積量仍要低于在8 ℃恒溫培養(yǎng)下的土壤。我們的研究結(jié)果與相似冬季溫度的其他地區(qū)研究結(jié)果相近。例如，Neilsen等(2001)對美國新罕布什爾州糖戚林和黃樺林的土壤進(jìn)行凍融培養(yǎng)實驗研究，發(fā)現(xiàn)-3 ℃的凍融過程沒有明顯改變氮礦化，而在更低的溫度條件──-13 ℃下，凍融過程促進(jìn)了氮礦化。

3.3 土壤碳氮礦化的關(guān)系

微生物氮礦化的過程，是微生物利用可利用的碳源分解底物獲取氮的過程。在分解有機(jī)物的同時釋放的無機(jī)氮一部分被微生物自身固持，一部分被釋放到土壤中。土壤碳礦化和氮礦化的關(guān)系大部分為正相關(guān)關(guān)系（Scott等，1998；Parfitt等，2003），即微生物釋放CO2的同時也釋放無機(jī)氮。而在可利用碳氮都十分匱乏的土壤中，如青藏高原的高山草甸（Song等，2011），微生物分解有機(jī)物釋放的無機(jī)氮首先被微生物利用，在滿足微生物需求后才釋放到土壤中，土壤碳礦化和氮礦化的關(guān)系為負(fù)相關(guān)關(guān)系。添加碳源或者氮源，或者改變土壤溫度和濕度，都可以使土壤碳氮礦化的關(guān)系發(fā)生改變（Gao等，2009；Song等，2011）。在凍融條件下，土壤可利用性碳氮源由于土壤物理（團(tuán)聚體破碎、解吸附等）和生物（溫度對微生物和酶的刺激作用）性質(zhì)的改變而變化，這可能會影響土壤碳氮礦化的關(guān)系。我們的研究結(jié)果表明，大興安嶺落葉松土壤的碳氮礦化之間是正相關(guān)關(guān)系，凍融并沒有轉(zhuǎn)變這種正相關(guān)關(guān)系（圖4）。但是，在恒溫培養(yǎng)和凍融條件下，正相關(guān)關(guān)系的斜率不同。在相同的碳釋放量下，相比于恒溫培養(yǎng)，凍融循環(huán)減少了土壤無機(jī)氮的累積?？赡艿脑?，一是凍融增加了微生物的呼吸；二是凍融促進(jìn)了微生物氮固持，增加了微生物的氮利用效率；三是微生物種群可能發(fā)生了改變。具體原因還需要對凍融過程中土壤總氮礦化的過程、微生物種類的變化以及添加碳源或氮源后土壤碳氮礦化關(guān)系的改變等做進(jìn)一步的細(xì)致研究。

4 結(jié)論

（1）相比于8 ℃恒溫培養(yǎng)，短期的-5～8 ℃凍融循環(huán)增加了大興安嶺寒溫帶針葉林土壤碳礦化速率。但是，長期來看，-5～8 ℃凍融循環(huán)下土壤碳釋放累積量較8 ℃恒溫培養(yǎng)低。

（2）相比于8 ℃恒溫培養(yǎng)，凍融循環(huán)處理的土壤在5次、7次和15次循環(huán)后，其土壤氮礦化累積量顯著低于8 ℃恒溫培養(yǎng)。凍融交替會減少土壤中的無機(jī)氮累積。

（3）8 ℃恒溫培養(yǎng)和-5～8 ℃凍融循環(huán)處理的土壤，其碳礦化量與土壤氮礦化量均呈正相關(guān)關(guān)系。但在相同的土壤碳排放的情況下，凍融不利于的土壤中有效氮的累積。

DORSCH P, PALOJARVIA A, MOMMERTZ S. 2004. Overwinter greenhouse gas fluxes in two contrasting agricultural habitats[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 70: 117-133.

FITZHUGH R D, DRISCOLL C T, GROFFMAN P M, et al. 2001. Effects of soil freezing disturbance on soil solution nitrogen, phosphorus, and carbon chemistry in a northern hardwood ecosystem[J]. Biogeochemistry, 56: 215-238.

FREPPAZ M, CELI L, MARCHELLI M, et al. 2008. Snow removal and its influence on temperature and N dynamics in alpine soils (Vallée d'Aoste, northwest Italy)[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 171: 672-680.

GAO J Q, OUYANG H, XU X L, et al. 2009. Effects of temperature and water saturation on CO2production and nitrogen mineralization in alpine wetland soils[J]. Pedosphere, 19: 71-77.

GAO W L, CHENG SH L, FANG H J, et al. 2013. Effects of simulated atmospheric nitrogen deposition on inorganic nitrogen content and acidification in a cold-temperate coniferous forest soil[J]. Acta Ecologica Sinica, 33: 114-121.

GOLDBERG S D, MUHR J, BORKEN W, et al. 2008. Fluxes of climate-relevant trace gases between a Norway spruce forest soil and atmosphere during repeated freeze-thaw cycles in mesocosms[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 171: 729-739.

GROGAN P, MICHELSEN A, AMBUS P, et al. 2004. Freeze-thaw regime effects on carbon and nitrogen dynamics in sub-arctic heath tundra mesocosms[J]. Soil Biology and Biochemistry, 36: 641-654.

HENTSCHEL K, BORKEN W, MATZNER E. 2008. Repeated freeze-thaw events affect leaching losses of nitrogen and dissolved organic matter in a forest soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science-Zeitschrift Fur Pflanzenernahrung Und Bodenkunde, 171: 699-706.

HERRMANN A, WITTER E. 2002. Sources of C and N contributing to the flush in mineralization upon freeze-thaw cycles in soils[J]. Soil Biology & Biochemistry, 34: 1495-1505.

LIPSON DA, SCHADT CW, SCHMIDT SK. 2002. Changes in soil microbial community structure and function in an alpine dry meadow following spring snow melt[J]. Microbial Ecology, 43: 307-314.

LIPSON DA, SCHMIDT SK, MONSON RK. 2000. Carbon availability and temperature control the post-snowmelt decline in alpine soil microbial biomass[J]. Soil Biology & Biochemistry, 32: 441-448.

MATZNER E, BORKEN W. 2008. Do freeze-thaw events enhance C and N losses from soils of different ecosystems? A review[J]. European Journal of Soil Science, 59: 274-284.

MURPHY DV, RECOUS S, STOCKDALE EA, et al. 2003. Gross nitrogen fluxes in soil: theory, measurement and application of15N pool dilution techniques[J]. In: Advances in Agronomy, 79: 69-118.

EILSON C B, GROFFMAN P M, HAMBURG S P, et al. 2001. Freezing effects on carbon and nitrogen cycling in northern hardwood forest soils[J]. Soil Science Society of America Journal, 65: 1723-1730.

PARFITT R L, SCOTT N A, ROSS D J, et al. 2003. Land-use change effects on soil C and N transformations in soils of high N status: comparisons under indigenous forest, pasture and pine plantation[J]. Biogeochemistry, 66: 203-221.

SCHIMEL J P, BILBROUGH C, WELKER J A. 2004. Increased snow depth affects microbial activity and nitrogen mineralization in two Arctic tundra communities[J]. Soil Biology & Biochemistry, 36: 217-227.

SCHIMEL J P, CLEIN J S. 1996. Microbial response to freeze-thaw cycles in tundra and taiga soils[J]. Soil Biology & Biochemistry, 28: 1061-1066.

SCOTT N A, PARFITT R L, ROSS D J, et al. 1998. Carbon and nitrogen transformations in New Zealand plantation forest soils from sites with different N status[J]. Canadian Journal of Forest Research-Revue Canadienne De Recherche Forestiere, 28: 967-976.

SHARMA S, SZELE Z, SCHILLING R, et al. 2006. Influence ofFreeze-Thaw Stress on the Structure and Function of Microbial Communities and Denitrifying Populations in Soil[J]. Applied and Environmental Microbiology, 72: 2148-2154.

SONG M H, JIANG J, XU X L, et al. 2011. Correlation between CO2efflux and net nitrogen mineralization and its response to external C or N supply in an alpine meadow soil[J]. Pedosphere, 21: 666-675.

TAN B, WU F Z, YANG W Q, et al. 2014. Snow removal alters soil microbial biomass and enzyme activity in a Tibetan alpine forest[J]. Applied Soil Ecology, 76: 34-41.

ZHOU W M, CHEN H, ZHOU L, et al. 2011. Effect of freezing-thawing on nitrogen mineralization in vegetation soils of four landscape zones [J]. Annals of Forest Science, 68: 943-951.

代景忠, 衛(wèi)智軍, 何念鵬, 等. 2012. 封育對羊草草地土壤碳礦化激發(fā)效應(yīng)和溫度敏感性的影響[J]. 植物生態(tài)學(xué)報, 36 (12): 1226-1236.

賈國晶, 周永斌, 代力民, 等. 2012. 凍融對長白山森林土壤碳氮礦化的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 21(4): 624-628.

李忠佩, 張?zhí)伊? 2004. 可溶性有機(jī)碳的含量動態(tài)及其與土壤有機(jī)碳礦化的關(guān)系[J]. 土壤學(xué)報, 41(4): 544-552.

林先貴, 王一明, 尹睿, 等. 2010. 土壤微生物研究原理與方法[M]. 北京:高等教育出版社: 74-76.

劉麗, 王曉紅. 2008. 根河市近47年來氣溫變化特征[J]. 現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技, 21: 332, 334.

伍星, 沈珍瑤. 2010. 凍融作用對土壤溫室氣體產(chǎn)生與排放的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 29: 1432-1439.

Soil Carbon and Nitrogen Mineralization in A Larix gmelinii Forest during Freeze-thaw Cycles

LUO Yachen1,2, LV Yuliang1, YANG Hao2*, HE Nianpeng2, LI Shenggong2, GAO Wenlong2,3

1. School of Geographical Sciences, Southwest University, Chongqing 400715, China; 2. Key Laboratory of Ecosystem Network Observation and Modeling, Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100101, China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

To investigate the mineralization of soil carbon (C) and nitrogen (N) of cold-temperate coniferous forest soil and their relationships during freeze-thaw cycles, we collected Larix gmelinii forest soil in the Daxinganling region and conducted a 30d laboratory incubation experiment with two treatments of control (constant 8 ℃) and freeze-thaw (each cycle: -5 ℃ in 24 h and then 8 ℃ in 24 h). Our results showed that incubation temperature and time had significant effects on soil C mineralization rates and C mineralization accumulated. After the 1stand 5thfreeze-thaw cycles the soil C mineralization rates were higher in the freeze-thaw treatment than in the control. The amounts of C mineralization accumulated in the freeze-thaw treatment were lower than those in the control after the 7thand 15thfreeze-thaw cycles. Incubation temperature and time had no effect on soil N mineralization rates while the N mineralization accumulated was significantly affected by both two factors. After the 5th, 7th, and 15thfreeze-thaw cycles the amounts of net N mineralization accumulated were higher in the control than in the freeze-thaw treatment. After 30d incubation the amounts of C and N mineralization accumulated were 1.42 and 2.21 times higher respectively in the control (C accumulated：92.82 μg·g-1, N accumulated 73.76 mg·kg-1) as against the freeze-thaw treatment (C accumulated：65.51 μg·g-1, N accumulated 33.45 mg·kg-1). Net N mineralization accumulated was positively correlated with C mineralization accumulated in both control and freeze-thaw treatments. But with the same carbon emission, N mineralization accumulated was less in the freeze-thaw treatment compared with control. Consequently, freeze-thaw cycles can decrease C emission and inorganic N accumulation of the cold-temperate coniferous forest soil in the Daxinganling region, which might improve soil C storage and decrease nutrient loss.

boreal forest; freeze-thaw cycles; soil carbon emission; NH4+; NO3-; microbial biomsss

S718.5

A

1674-5906（2014）11-1769-07

羅亞晨，呂瑜良，楊浩，何念鵬，李勝功，高文龍. 凍融作用下寒溫帶針葉林土壤碳氮礦化過程研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 2014, 23(11): 1769-1775.

LUO Yachen, LV Yuliang, YANG Hao, HE Nianpeng, LI Shenggong, GAO Wenlong. Soil Carbon and Nitrogen Mineralization in A Larix gmelinii Forest during Freeze-thaw Cycles [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(11): 1769-1775.

國家自然科學(xué)基金項目（31130009；31100336）

羅亞晨（1990年生），女，碩士研究生，從事土地利用與土壤環(huán)境研究。Email：xrldxrk1007@163.com

*通信作者：E-mail:yangh@igsnrr.ac.cn

2014-09-18