陸建芳 李任超 高人等

摘要[目的]研究N/S沉降對(duì)中亞熱帶米櫧天然林土壤硝化作用和N2O排放的影響。[方法]室內(nèi)用NH4NO3/K2SO4模擬N/S沉降，在30 ℃和60%WHC水分條件下，恒溫培養(yǎng)15 d。在培養(yǎng)的第1、5、10和15天測(cè)定土壤NH+4N、NO-3N和pH，在培養(yǎng)的第3、4、5和10天采集氣體樣品測(cè)定N2O濃度。[結(jié)果] N沉降和NS復(fù)合沉降在005水平顯著促進(jìn)土壤的礦化和硝化，且促進(jìn)效果隨沉降強(qiáng)度或NS復(fù)合沉降中N的比例增大而增大，但S沉降的促進(jìn)作用不顯著；土壤凈礦化速率和凈硝化速率與土壤pH具有極顯著的負(fù)相關(guān)性。土壤在自然狀態(tài)和N/S沉降的影響下，有機(jī)氮凈礦化速率與凈硝化速率之間均存在顯著相關(guān)性，且礦化速率大于硝化速率。N沉降和NS復(fù)合沉降顯著提高土壤的硝化率在N/S沉降下，該區(qū)土壤中的無(wú)機(jī)氮仍以NH+4N為主，硝化作用弱，銨態(tài)氮的供給不成為土壤硝化作用的限制因素。NS復(fù)合沉降促進(jìn)土壤N2O的排放，具體機(jī)理有待進(jìn)一步揭示。[結(jié)論]N沉降和NS復(fù)合沉降明顯促進(jìn)土壤的礦化和硝化作用，S沉降對(duì)土壤的礦化和硝化作用的影響不大；NS復(fù)合沉降影響土壤的N2O排放，且其影響效應(yīng)與沉降中N、S的比例相關(guān)，在有關(guān)酸沉降對(duì)土壤N2O排放的影響方面，S沉降應(yīng)受到關(guān)注。

關(guān)鍵詞N沉降；S沉降；硝化作用；N2O排放；森林土壤

中圖分類號(hào)S154.1文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼A文章編號(hào)0517-6611（2014）01-00095-04

基金項(xiàng)目國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31070548，31170578）。

作者簡(jiǎn)介陸建芳（1989- ），女，福建屏南人，碩士研究生，研究方向：森林生態(tài)系統(tǒng)碳氮循環(huán)。*通訊作者，教授，從事森林碳氮循環(huán)方面的研究，Email：r.gao@hotmail.com。

收稿日期20131210由于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、交通運(yùn)輸、城市化進(jìn)程加快，人類活動(dòng)向大氣中排放大量氮化物和硫化物，直接導(dǎo)致酸沉降的增加[1]。酸沉降作為全球性的環(huán)境問題已經(jīng)備受關(guān)注。我國(guó)南方已成為繼歐洲、北美之后的第三大酸沉降區(qū)，且有不斷發(fā)展的趨勢(shì)[2]。森林作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的主體，是酸沉降的主要受體[3]，同時(shí)森林土壤是N2O、CO2等主要溫室氣體的重要源、匯地之一[4-5]，在減緩全球氣候變化過程中發(fā)揮著重要作用，因此在全球變暖背景下對(duì)酸沉降影響森林土壤物質(zhì)循環(huán)和溫室氣體排放的研究日益成為當(dāng)今生態(tài)和環(huán)境學(xué)界共同關(guān)注的焦點(diǎn)之一[ 6-7 ]。近年來(lái)，酸沉降對(duì)土壤N素轉(zhuǎn)化、N2O排放影響的研究在國(guó)內(nèi)已有報(bào)道，但主要集中于模擬N沉降[8-10]，而對(duì)S沉降或NS復(fù)合沉降的研究很少。福建省65%的陸地面積處在華東酸沉降區(qū)內(nèi)[11]，成為酸雨嚴(yán)重地區(qū)之一。屈玉[12]對(duì)福建省S沉降量變化進(jìn)行分析與比較，發(fā)現(xiàn)福建省的酸沉降屬于硫酸型沉降。該研究以福建省建甌市萬(wàn)木林自然保護(hù)區(qū)米櫧常綠闊葉天然林為研究對(duì)象，通過室內(nèi)模擬酸沉降，研究N/S沉降對(duì)中亞熱帶森林土壤N素轉(zhuǎn)化和N2O排放的影響，為探明酸沉降對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和溫室氣體減排提供理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1研究地概況供試土壤所在地福建省建甌市萬(wàn)木林自然保護(hù)區(qū)（27°3′N，118°9′ E）地處武夷山和鷲峰山交界處，屬中亞熱帶季風(fēng)氣候，年均氣溫19.4 ℃，年降水量1 731.4 mm，年蒸發(fā)量1 466 mm，相對(duì)濕度81%，全年無(wú)霜期277 d。土壤為花崗巖發(fā)育的紅壤。采用隨機(jī)采樣法采取森林土壤地表0～20 cm土壤，充分混合后風(fēng)干，過2 mm篩后保存?zhèn)溆谩Ｍ寥阑拘再|(zhì)為：有機(jī)質(zhì)含量38.20 g/kg，全N含量1.28 g/kg，全P含量0.27 g/kg，水解N 146.9 mg/kg。

1.2試驗(yàn)處理

1.2.1預(yù)培養(yǎng)。分別稱取相當(dāng)于30 g烘干土的土壤置于300 ml廣口瓶中，加入蒸餾水調(diào)節(jié)土壤含水量至40%WHC，保鮮膜封口，用直徑為1 mm的針頭在膜上打6個(gè)小孔，保證瓶?jī)?nèi)外氣體自由流通，在30 ℃下恒溫預(yù)培養(yǎng)7 d。期間，定期稱重以補(bǔ)充損失的水分。

1.2.2試驗(yàn)設(shè)計(jì)與培養(yǎng)。向上述預(yù)培養(yǎng)的土壤樣品中分別加入NH4NO3、K2SO4以及NH4NO3和K2SO4以模擬N沉降、S沉降和NS復(fù)合沉降，其中N沉降設(shè)置3個(gè)水平，分別為0 mg N/kg（CK）、100 mg N/kg（LN）、150 mg N/kg（HN），S沉降設(shè)置3個(gè)水平，分別為0 mg S/kg（CK）、40 mg S/kg（LS）、80 mg S/kg（HS），共計(jì)9個(gè)處理，分別標(biāo)記為CK、LN、HN、LS、HS 、LNLS、HNLS、LNHS、HNHS。每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。調(diào)節(jié)土壤含水量至60% WHC，保鮮膜封口，用直徑為1 mm的針頭在膜上打6個(gè)小孔，保證瓶?jī)?nèi)外氣體自由流通，放回30 ℃的恒溫箱中培養(yǎng)，定期補(bǔ)充因蒸發(fā)損失的水分。

在培養(yǎng)的第1、5、10和15天，每個(gè)處理分別取出3個(gè)樣品，測(cè)定土壤pH、NH+4N和NO-3N，在培養(yǎng)的第3、4、5和10天進(jìn)行抽氣。初次采氣時(shí)揭去保鮮膜，抽取瓶?jī)?nèi)氣體20 ml注入20 ml真空瓶?jī)?nèi)作為初始?xì)怏w濃度，記錄抽氣時(shí)間。用硅膠塞密閉瓶口后放回培養(yǎng)箱中繼續(xù)培養(yǎng)4 h，用注射器將瓶?jī)?nèi)空氣混勻后立即采集氣體20 ml，注入20 ml真空瓶?jī)?nèi)，并且再次記錄采樣時(shí)間，測(cè)定氣體樣品N2O濃度。

土壤pH由DMP2 mV/pH計(jì)測(cè)定，土水比為1.0∶2.5（V/V）。NH+4N和NO-3N含量由流動(dòng)分析儀（SKALAR San++，荷蘭）測(cè)定。N2O濃度由氣象色譜分析儀（GC2014，日本島津）測(cè)定，檢測(cè)器為電子捕獲檢測(cè)器（ECD），氬甲烷為載氣。

1.3計(jì)算方法有機(jī)氮凈礦化速率根據(jù)培養(yǎng)期間無(wú)機(jī)氮（NH+4N+ NO-3N）含量變化與培養(yǎng)時(shí)間計(jì)算；在培養(yǎng)過程中NO-3N含量增加量被稱為凈硝化量，記為△N；凈硝化速率根據(jù)培養(yǎng)期間NO-3N含量變化與培養(yǎng)時(shí)間計(jì)算。硝化率定義為NO-3N占無(wú)機(jī)氮（NH+4+ NO-3 ）總量的百分?jǐn)?shù)[6]。

1.4數(shù)據(jù)處理所有數(shù)據(jù)均采用Excel 2003和SPSS17.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和作圖。各處理間凈礦化速率、凈硝化速率、無(wú)機(jī)氮含量、硝化率及N2O排放的差異顯著性檢驗(yàn)采用單因子方差分析（ANOVA）和最小顯著差異法（LSD），采用雙因素方差分析法檢驗(yàn)N、S沉降間的交互作用。

2結(jié)果與分析

2.1N/S沉降對(duì)土壤pH的影響從表1可以看出，N/S沉降降低了土壤pH，土壤的pH降低量隨著N、S沉降量的增加而增加。N沉降和S沉降對(duì)土壤pH的影響顯著（P<0.05），N、S沉降的交互作用對(duì)土壤pH影響顯著。N/S沉降對(duì)土壤pH的影響程度大小順序?yàn)镹S復(fù)合沉降>N沉降>S沉降。在沉降初期，土壤pH下降；隨后，土壤pH總體隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而升高；在培養(yǎng)最后期，土壤的pH出現(xiàn)小范圍的下降，其中不同處理的pH存在差異。

2.2N/S沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率的影響由圖1可知，N沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率的影響顯著，S沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率無(wú)顯著影響，N、S沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率的影響無(wú)交互作用。隨著培養(yǎng)天數(shù)的增加，所有處理的土壤凈礦化速率均降低。不同水平N沉降處理的CK、LN和HN土壤的有機(jī)氮凈礦化速率在整個(gè)培養(yǎng)過程中均呈顯著差異（P<0.05），其中CK顯著低于LN、HN處理（P<0.05），不同水平S沉降處理的CK、LS和HS的有機(jī)氮凈礦化速率在0～5 d差異顯著（P<0.05），其他時(shí)間內(nèi)無(wú)顯著差異。在NS復(fù)合沉降處理中，HNLS、HNHS處理在整個(gè)培養(yǎng)過程中的凈礦化速率均顯著大于LNLS、LNHS處理（P<0.05）。土壤pH與土壤凈礦化速率具有顯著的負(fù)相關(guān)性（P<0.05），即土壤凈礦化速率隨著pH的增加而降低。

2.4N/S沉降對(duì)土壤硝化率的影響由圖3可知，N沉降對(duì)土壤硝化率影響顯著（P<0.05），S沉降對(duì)土壤硝化率無(wú)顯著影響，N、S沉降對(duì)土壤硝化率的影響無(wú)交互作用。不同水平N沉降處理的CK、LN和HN的土壤硝化率在整個(gè)培養(yǎng)過程中均呈顯著差異（P<0.05），不同S沉降處理的CK、LS和HS處理土壤硝化率無(wú)顯著差異，但具有相似的變化趨勢(shì)。在NS復(fù)合沉降處理中，HNLS、HNHS處理的硝化率在整個(gè)培養(yǎng)過程中均顯著大于LNLS、LNHS處理（P<0.05）。N沉降和NS復(fù)合沉降處理的土壤硝化率呈相似的變化趨勢(shì)，即最低值均出現(xiàn)在0～5 d，隨后硝化率增大，在培養(yǎng)的最后期又小幅降低。所有處理在整個(gè)培養(yǎng)過程中的硝化率均<50%，表明該土壤中的無(wú)機(jī)氮以NH+4N為主。

研究表明，N沉降和NS復(fù)合沉降明顯促進(jìn)土壤的礦化和硝化作用，S沉降對(duì)土壤的礦化和硝化作用影響不大；N/S沉降影響土壤的N2O排放，其影響效應(yīng)與N/S沉降中N沉降和S沉降的比例有關(guān)。 土壤酸堿度是土壤的一個(gè)重要基本性質(zhì)，也是影響土壤肥力的主要因素之一，直接影響土壤養(yǎng)分的存在狀態(tài)、轉(zhuǎn)化和有效性[15]。大氣沉降對(duì)土壤酸度的影響十分顯著。長(zhǎng)期野外觀測(cè)表明，100年的大氣沉降使得林地和草地的土壤pH從7下降到4，并且導(dǎo)致鋁和重金屬離子活性增加[16-17] 。研究表明，酸沉降引起土壤酸化，隨時(shí)間增加影響程度逐漸降低，與S沉降相比，N沉降對(duì)土壤酸化的影響更大。已有研究表明，氮沉降（NO-3或NH+4）的增加引起NO-3淋溶的增加，一些鹽基離子也以相同的速度伴隨著NO-3一起淋失，導(dǎo)致土壤酸度的提高[18-19]。此外，大氣NH+4沉降以及隨后的硝化作用也加劇土壤的酸化[20] 。該研究也表明，在培養(yǎng)后期，pH有所回升，可能是由于N沉降促進(jìn)土壤鹽基離子釋放，中和土壤溶液的酸度，對(duì)土壤酸化具有重要的緩沖能力[21]。研究中，N、S沉降的交互作用對(duì)土壤pH的影響顯著。NS復(fù)合沉降引起的土壤pH的減少量要顯著大于N沉降和S沉降。目前，關(guān)于NS復(fù)合沉降對(duì)土壤酸化影響的研究較少，其對(duì)土壤酸度的影響過程和機(jī)理還有待進(jìn)一步研究。

該研究表明，N沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率影響顯著，S沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率無(wú)顯著影響，N、S沉降對(duì)土壤有機(jī)氮凈礦化速率的影響無(wú)交互作用。目前，關(guān)于大氣沉降對(duì)土壤有機(jī)氮影響的研究主要集中于N沉降，且沒有統(tǒng)一的結(jié)論。一些研究表明，森林土壤有機(jī)氮礦化隨著N輸入的增加而增加，但隨著氮輸入增加，有機(jī)氮礦化出現(xiàn)先增加后減少的現(xiàn)象[22-23]。Gundersen等[24]認(rèn)為，只有在受N限制的林地，氮素凈礦化速率才隨N沉降增加而增加， 而在N豐富的林地，輸入N素后凈礦化速度反而下降。也有少數(shù)研究表明，N沉降增加對(duì)土壤有機(jī)氮礦化沒有影響[25] 。Aber 等[26]認(rèn)為，長(zhǎng)期的氮沉降會(huì)導(dǎo)致溫帶森林土壤氮素礦化速度穩(wěn)步增加。瑞典、丹麥和英國(guó)針葉林的研究結(jié)果表明，當(dāng)增加氮輸入時(shí)， 氮礦化在短時(shí)間內(nèi)從12～ 18 kg/（hm 2·年）增加到47～ 53 kg/（hm2·年）。該研究表明，N沉降和NS復(fù)合沉降促進(jìn)土壤有機(jī)氮的礦化，HN處理對(duì)凈礦化速率的促進(jìn)作用顯著大于LN處理。

該試驗(yàn)設(shè)置的培養(yǎng)條件（60% WHC、30 ℃）是該地區(qū)土壤進(jìn)行硝化作用的最有利條件[27-28]。在最有利條件下土壤硝化率的最高值仍小于50%，表明該地區(qū)在自然狀態(tài)下土壤的硝化作用很弱。已有研究表明，酸性土壤的硝化作用強(qiáng)度隨土壤pH的不同而有所差異[29]。該研究中，土壤的凈硝化速率與pH顯著相關(guān)。S沉降處理的土壤pH高于N沉降和NS復(fù)合沉降處理，但凈硝化速率小于N沉降和NS復(fù)合沉降處理。一方面，可能是由于N沉降和NS復(fù)合沉降中土壤硝化作用底物NH+4N含量上升，硝化作用增強(qiáng)[30]；另一方面，高濃度 SO2-4可能提高硝化微生物細(xì)胞膜的滲透壓，降低微生物活性，導(dǎo)致硝化作用強(qiáng)度降低[31]，表明pH并不是影響土壤硝化作用的唯一因素。蔡祖聰?shù)萚32]在相同條件下研究我國(guó)濕潤(rùn)亞熱帶酸性森林、灌叢、茶園、稻田和旱地土壤的硝化作用能力，發(fā)現(xiàn)絕大部分自然土壤的凈硝化速率均小于土壤的凈礦化速率，無(wú)機(jī)氮以銨態(tài)氮為主，該地區(qū)土壤硝態(tài)氮發(fā)生淋溶和徑流損失。研究中，在自然狀態(tài)和N/S沉降影響下，土壤有機(jī)氮凈礦化速率與凈硝化速率之間均存在顯著相關(guān)性，且礦化速率大于硝化速率，與蔡祖聰?shù)妊芯拷Y(jié)果一致。N沉降和NS復(fù)合沉降處理中硝化率先下降后上升是由于酸沉降降低了土壤pH，所以土壤中硝化作用減弱，但隨著硝化作用底物銨態(tài)氮含量的上升，硝化作用增強(qiáng)，故硝化率再次上升。隨著銨態(tài)氮的消耗，硝化作用減弱，所以0～15 d平均硝化率小于0～10 d平均硝化率。

趙維等[33]研究表明，在pH<5.0的酸性土壤，N2O的排放量受到氮肥品種的影響，硫銨促進(jìn)硝化作用過程中N2O的產(chǎn)生，因而大幅度增加N2O排放量。研究中，LNLS、HNLS處理表現(xiàn)出與硫銨相似的效應(yīng)，即增加N2O的排放量。可能原因是N沉降促進(jìn)了硝化作用，而SO2-4本身可能對(duì)N2O排放產(chǎn)生影響。Cai等[34]研究發(fā)現(xiàn)，SO2干沉降可促進(jìn)NO和N2O的排放。NS復(fù)合沉降的4種處理中N2O的排放表現(xiàn)出不同的強(qiáng)度和變化規(guī)律，表明NS復(fù)合沉降對(duì)土壤N2O排放的影響與其中N、S含量、比例有關(guān)。該研究結(jié)果表明，NS復(fù)合沉降影響土壤N2O排放，其影響效應(yīng)與復(fù)合沉降中N和S的比例有關(guān)。

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