朱文會，楊欣桐，王夏暉，盧然，劉瑞平，陳茜

（生態(tài)環(huán)境部環(huán)境規(guī)劃院土壤環(huán)境保護(hù)中心，重金屬污染防治研究中心，北京100012）

引 言

土壤有機(jī)碳作為全球碳循環(huán)中的重要碳庫，其礦化、分解是調(diào)控土壤碳庫時空格局、土壤碳收支平衡和植物養(yǎng)分供應(yīng)的重要過程[1]。CO2作為生態(tài)系統(tǒng)碳輸出的重要途徑，自1750年以來其濃度增加了40%[2]。有研究表明大氣CO2濃度的升高會增加植物固碳，并以高碳基質(zhì)的形式被輸送到陸地生態(tài)系統(tǒng)中[3]，碳輸入的增加會對生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性與氮等營養(yǎng)元素供給造成影響[4]。土壤氮礦化速率作為氮有效性的指標(biāo)影響著陸地系統(tǒng)的初級生產(chǎn)力[5]，而硝化作用是導(dǎo)致陸地生態(tài)系統(tǒng)氮損失的重要途徑[6]。中國已經(jīng)成為繼歐美后的第三大氮沉降區(qū)，氮沉降增量問題尤為突出[3]。如黃河口濕地氮沉降已經(jīng)從1980 年的1～2g·m-2·a-1增至近年的3～4.5g·m-2·a-1[7]，已接近其4.0g·m-2·a-1的氮沉降臨界負(fù)荷[8]。從全國尺度來看，我國北部地區(qū)氮沉降問題更為突出，氮沉降量遠(yuǎn)高于其他地區(qū)[9]。氮素是濕地生態(tài)系統(tǒng)限制性營養(yǎng)元素[10]，氮沉降通過改變微生物活性、植被生長等因素影響生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)過程[4]以及土壤中碳的循環(huán)和儲存[11]。土壤碳、氮礦化與硝化作用對陸地生態(tài)系統(tǒng)健康具有重要意義[12]。已有研究表明，土壤碳礦化速率受溫度[4]、凋落物性質(zhì)[1]、外源添加[4]等因素影響顯著，而土壤類型[13]、外源添加[14]、溫度和水分[13]、pH[12]等是影響土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率的主要因素。

黃河流域生態(tài)保護(hù)和高質(zhì)量發(fā)展是繼京津冀協(xié)同發(fā)展、長江經(jīng)濟(jì)帶發(fā)展、粵港澳大灣區(qū)建設(shè)、長三角一體化發(fā)展的又一重大國家戰(zhàn)略[15]。黃河流域許多重要生態(tài)問題如土地沙化、干支流斷流、環(huán)境惡化等現(xiàn)象都與濕地退化有關(guān)。濕地保護(hù)實質(zhì)上是流域生態(tài)保護(hù)的基礎(chǔ)，濕地在為生物提供棲息地、凈化水質(zhì)、調(diào)蓄洪水、涵養(yǎng)水源等方面具有重要作用[16]?！度珖鴿竦乇Ｗo(hù)工程規(guī)劃（2002—2030 年）》專門設(shè)立了青藏高寒濕地區(qū)和黃河中下游濕地區(qū)，提出了加強(qiáng)黃河流域濕地生態(tài)功能恢復(fù)與保護(hù)的目標(biāo)[17]。當(dāng)前，關(guān)于黃河流域及流域濕地的研究多集中在污染源解析及空間分布[18-19]、濕地水質(zhì)凈化功能[16]、土壤鹽分空間分異[20]等方面研究，黃河流域濕地的保護(hù)與管理也多從制度框架與規(guī)劃角度出發(fā)[15]。僅有極少部分研究針對黃河流域濕地土壤碳、氮轉(zhuǎn)化相關(guān)過程，但研究的濕地類型單一，且主要針對碳或氮單一轉(zhuǎn)化研究[12,21]。黃河流域濕地類型空間分布差異性很大，目前已有研究缺乏差異性比較分析。

本文以黃河流域上游（若爾蓋濕地土壤）、中游（包頭南海濕地土壤）、下游（黃河三角洲濕地）典型濕地土壤為研究對象，分別選用NH4NO3和葡萄糖作為外加氮源和碳源，采用28 d 恒溫培養(yǎng)法，研究了外源添加對黃河流域典型濕地土壤碳、氮礦化及硝化的影響，以期為黃河流域濕地生態(tài)保護(hù)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)與科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)域概況與研究方法

1.1 研究區(qū)域概況

若爾蓋濕地是世界上面積最大的高寒泥炭沼澤濕地，同時也是黃河上游最重要的水源涵養(yǎng)區(qū)，屬于大陸性高原氣候，寒冷濕潤，年平均氣溫1℃左右，年降水量600～800 mm，土壤類型主要為高寒泥炭土，植被以沼澤植被和草甸植被為主[22]。南海濕地是黃河中游河流濕地包頭段的重要組成，屬于半干旱中溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫8.5℃左右，年降水量約300 mm，土壤類型以草甸土為主，鹽土和風(fēng)沙土為輔[23]。黃河三角洲濕地屬于濱海濕地，是中國暖溫帶保存最完整、最廣闊和最年輕的濕地生態(tài)系統(tǒng)，具有明顯的大陸性季風(fēng)氣候特點，雨熱同期，四季分明，年平均氣溫12.1℃左右，年均降水量551.6 mm，土壤類型主要為隱域性潮土和鹽土[12]。

1.2 樣品采集及檢測

2018年10月，分別采集黃河上游若爾蓋高寒泥炭濕地土壤、中游南海濕地土壤和下游黃河三角洲濕地土壤為研究對象。土壤采集過程在每個研究區(qū)域隨機(jī)選取5 個土壤采樣點，用土壤采樣器采集直徑7.5 cm，長10 cm 的上層柱狀土壤樣品，樣品采集后4℃低溫保存運(yùn)輸?shù)綄嶒炇?。將各研究區(qū)域采集的5 個土壤巖心分別手動去除植物根系和碎石，均勻混合并過2 mm篩，取部分土壤用于初始基本理化性質(zhì)測定，基本理化性質(zhì)見表1，測定方法參考《土壤農(nóng)化分析》[24]。剩余土壤在室內(nèi)實驗開始前4℃低溫保存，預(yù)處理后的上游若爾蓋高寒泥炭濕地土壤、中游南海濕地土壤和下游黃河三角洲濕地土壤分別記為A土、B土和C土。

表1 土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of the experimental soil

1.3 研究方法

實驗設(shè)置對照、低氮（0.005 mgN·g-1）、高氮（0.025 mgN·g-1）、低碳（2 mg 葡萄糖·g-1）、高碳（10 mg 葡萄糖·g-1）五種處理，每種處理設(shè)置3 個平行。稱取相當(dāng)于30 g 干土的新鮮土壤（A 土、B 土、C 土）分別置于250 ml 的藍(lán)蓋試劑瓶中。將藍(lán)蓋試劑瓶放置在恒溫光照培養(yǎng)箱中，25℃、12 h光照與黑暗交替條件下培養(yǎng)。分別測量培養(yǎng)后第1、3、5、7、14、21、28 天靜態(tài)堿液吸收量，計算土壤有機(jī)碳礦化速率。分別測量培養(yǎng)前后土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量，計算凈氮礦化速率和凈硝化速率。通過每星期稱量1 次各土壤及樣品瓶的質(zhì)量，及時補(bǔ)充土壤水分以使其在培養(yǎng)階段保持恒定。

1.4 計算方法

土壤有機(jī)碳礦化速率采用靜態(tài)堿液吸收法測定[4]，計算公式如式（1）所示：

式中，Cmin是土壤碳礦化速率；V0是空白滴定時消耗的標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積；V 是樣品滴定時消耗的標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積；CHCl是標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的濃度；m 是土壤質(zhì)量，w為土壤水分質(zhì)量分?jǐn)?shù)，t為培養(yǎng)時間。

假定兩次測量期間碳礦化速率恒定且等于末尾測量值，按式（2）計算28 d 培養(yǎng)期間日平均碳礦化速率（Caverage）：

其中，t2-t1表示兩次測量的時間間隔。

在培養(yǎng)第28 天計算平均凈氮礦化速率（mg·kg-1·d-1）[4]及凈硝化速率（mg·kg-1·d-1）[12]，以比較不同外源添加對凈氮礦化、凈硝化速率的影響，計算公式分別如式（3）、式（4）所示：

其中，NNmin是凈氮礦化速率，NNnitri是凈硝化速率，t是培養(yǎng)時間（28 d）；[NH4+]0是土壤中銨態(tài)氮起始濃度；[NH4+]t是培養(yǎng)結(jié)束時土壤中銨態(tài)氮的濃度；[NO3-]0是土壤中硝態(tài)氮起始濃度，[NO3-]t是培養(yǎng)結(jié)束時土壤中硝態(tài)氮的濃度。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用OriginPro 2015 制圖，采用SPSS 22.0 完成數(shù)據(jù)分析。單因素方差分析及LSD 事后多重檢驗用于比較外源添加對濕地土壤碳、氮礦化與凈硝化速率的顯著影響。Pearson 相關(guān)分析用來了解碳、氮礦化和凈硝化速率之間以及與影響因子之間的相關(guān)關(guān)系。統(tǒng)計顯著水平均為α=0.05。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同濕地類型對土壤礦化及硝化速率影響

不同濕地類型對土壤礦化及硝化速率影響如圖1所示。

由圖1 可知，在沒有外加碳源、氮源條件下，不同濕地類型對土壤日平均碳礦化速率（Caverage）、凈氮礦化速率（NNmin）、凈氮硝化速率（NNnitri）有顯著影響。A 土Caverage（31.28 mg·kg-1·d-1）、NNmin（0.182 mg·kg-1·d-1）及NNnitri（0.102 mg·kg-1·d-1）均顯著高于B 土和C 土。濕地土壤基本理化性質(zhì)參數(shù)對碳、氮礦化及硝化的影響較大，包括含水率、可利用基質(zhì)含量、溫度和pH 等[25-26]。在沒有外源添加條件下，不同類型濕地土壤自身理化性質(zhì)與土壤礦化及硝化速率的Pearson相關(guān)性分析見表2。

圖1 不同類型濕地土壤碳、氮礦化與硝化速率Fig.1 Carbon and nitrogen mineralization and nitrification rate with different wetland type

由表2 可知，在本試驗培養(yǎng)條件下，土壤Caverage、NNmin、NNnitri與土壤含水率、微生物量氮、微生物量碳、有機(jī)質(zhì)、全氮、NH4+-N 含量之間的正相關(guān)性較強(qiáng)。A土125%的高含水率以及(299.79±11.19)g·kg-1的高有機(jī)質(zhì)含量使其具有更高的碳、氮礦化及硝化能力，相比之下，土壤貧瘠且鹽漬化嚴(yán)重的黃河三角洲[20]，土壤有機(jī)質(zhì)含量僅為(19.95±1.37)g·kg-1，是導(dǎo)致其碳、氮礦化及凈硝化速率顯著低于其他類型濕地土壤的可能原因。此外，微生物量氮、微生物量碳、NH4+-N 含量對濕地土壤碳、氮礦化及凈硝化速率也有顯著影響。目前研究表明，外加碳源和氮源可能有利于微生物量氮、碳的增加，促進(jìn)異養(yǎng)菌對有機(jī)碳的礦化分解和對無機(jī)氮的固定，從而影響土壤碳、氮礦化及硝化速率。

2.2 外源添加對土壤碳礦化速率的影響

外加碳源、氮源對土壤碳礦化速率的影響如圖2所示。

由圖2(a)可知，外源碳的添加對不同類型濕地土壤Caverage均表現(xiàn)出顯著的促進(jìn)作用（P＜0.05），且隨碳添加水平的增加促進(jìn)作用逐漸增強(qiáng)。A土不同碳源添加水平（低碳、高碳）Caverage分別為47.40 mg·kg-1·d-1和82.23 mg·kg-1·d-1；B 土不同碳源添加水平（低碳、高碳）Caverage分別為26.34 mg·kg-1·d-1和37.68 mg·kg-1·d-1；C土不同碳源添加水平（低碳、高碳）Caverage分別為16.59 mg·kg-1·d-1和21.68 mg·kg-1·d-1。低碳與高碳添加背景下，B 土日平均碳礦化速率分別顯著提高32.13%和89.04%；A 土Caverage最高，碳添加對其的促進(jìn)作用也最強(qiáng)，低碳與高碳添加分別使其顯著提高51.56%和162.92%；C 土低碳使土壤Caverage與對照相比產(chǎn)生24.10%的增量，但該促進(jìn)作用并未達(dá)到顯著水平（P＞0.05），僅高碳添加使其顯著增加62.14%（P＜0.05）。A 土微生物量碳、氮含量均高于其他兩類濕地土壤，葡萄糖的添加可直接作為微生物易利用底物分解促進(jìn)CO2的釋放。而對于土壤鹽分含量較高的C 土[20]，高鹽漬化可能對微生物活性產(chǎn)生抑制作用[27]。因此，C 土添加低碳后，碳礦化速率并未顯著提升，可見外源碳添加與土壤類型對碳礦化速率存在交互影響。

由圖2(b)可知，外源氮的添加對不同類型濕地土壤碳礦化速率的促進(jìn)作用未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。A 土不同氮源添加水平（低氮、高氮）Caverage分別為34.13 mg·kg-1·d-1和34.52 mg·kg-1·d-1；B土不同氮源添加水平（低氮、高氮）Caverage分別為20.90 mg·kg-1·d-1和21.14 mg·kg-1·d-1；C 土不同氮源添加水平（低氮、高氮）Caverage分別為14.25 mg·kg-1·d-1和14.91 mg·kg-1·d-1。有研究表明外加氮源會通過刺激土壤微生物體活性、增加土壤微生物量促進(jìn)土壤中有機(jī)碳的分解[28]。但本研究發(fā)現(xiàn)對于黃河流域三種典型的濕地土壤，外源氮添加對碳礦化速率僅表現(xiàn)出細(xì)微的促進(jìn)作用，低氮處理使土壤Caverage與對照相比產(chǎn)生4.86%～9.14%的變化幅度，高氮處理使其變化幅度在6.04%～11.52%之間，促進(jìn)作用均未達(dá)到顯著水平，這與已有研究結(jié)果相似[4]。一方面，土壤溶解性有機(jī)碳是土壤微生物易于吸收利用的有機(jī)碳源，無機(jī)氮輸入會抑制土壤溶解性有機(jī)碳產(chǎn)出[29]，從而影響碳礦化速率；另一方面，土壤難分解碳組分在土壤碳庫中占有較大比重，該部分有機(jī)質(zhì)碳的分解需要長期的過程才會發(fā)生顯著變化，因此氮添加的顯著影響可能暫未顯現(xiàn)[30]。

表2 土壤基本理化性質(zhì)參數(shù)與土壤礦化及硝化速率的Pearson相關(guān)性分析Table 2 Pearson correlation analysis for physical and chemical parameters and transformation rate of carbon and nitrogen

圖2 外源添加對土壤日平均碳礦化速率影響Fig.2 Effects of exogenous addition on average carbon mineralization in soil

2.3 外源添加對土壤凈氮礦化速率的影響

外加碳源、氮源對土壤NNmin的影響如圖3所示。

由圖3（a）可知，低水平碳源添加顯著抑制C 土NNmin（P＜0.05），但對A 土和B 土NNmin影響不顯著（P＞0.05），高水平碳源添加對不同類型濕地土壤NNmin均表現(xiàn)出顯著的抑制作用（P＜0.05）。A土不同碳源添加水平（低碳、高碳）NNmin分別為0.169 mg·kg-1·d-1和0.097 mg·kg-1·d-1；B 土不同碳源添加水平（低碳、高碳）NNmin分別為0.085 mg·kg-1·d-1和0.063 mg·kg-1·d-1；C 土不同碳源添加水平（低碳、高碳）NNmin分別為0.060 mg·kg-1·d-1和0.032 mg·kg-1·d-1。低碳添加對A 土和B 土NNmin沒有顯著影響，但高碳添加使二者分別顯著降低46.40%和46.93%；低碳與高碳添加分別使C 土NNmin顯著降低35.48%和65.41%。碳添加對濕地土壤NNmin的抑制作用與土壤微環(huán)境中的“礦化-固定”過程有關(guān)[31]，而土壤中氮的“礦化-固定”與土壤中碳的可利用性密切相關(guān)[32]，當(dāng)向土壤中添加含碳量高的物質(zhì)時，如本研究所采用的葡萄糖，微生物對氮的固定作用增強(qiáng)，這是由于微生物需要額外的礦質(zhì)氮來代謝含碳量高的物質(zhì)[33]。已有研究表明，碳添加會增強(qiáng)微生物呼吸速率和對土壤中無機(jī)氮的固定，即碳添加導(dǎo)致微生物活性增強(qiáng)，從而使微生物維持自身生長繁殖需要所消耗的無機(jī)氮量增加，因此NNmin減弱[34]。A 土和B土有機(jī)質(zhì)含量均高于C 土，相同水平碳源添加對不同類型濕地土壤中可利用有機(jī)碳含量增加幅度不同，可能由此導(dǎo)致響應(yīng)特征存在差異。

由圖3（b）可知，低水平氮源添加對三種濕地土壤NNmin影響不顯著（P＞0.05）；高氮添加顯著抑制B土、C 土NNmin（P＜0.05），但對A 土NNmin影響不顯著（P＞0.05）。A 土不同氮源添加水平（低氮、高氮）NNmin分別為0.178 mg·kg-1·d-1和0.170 mg·kg-1·d-1；B土不同氮源添加水平（低氮、高氮）NNmin分別為0.109 mg·kg-1·d-1和0.057 mg·kg-1·d-1；C 土不同氮源添加水平（低氮、高氮）NNmin分別為0.074 mg·kg-1·d-1和0.017 mg·kg-1·d-1。低氮添加使土壤NNmin與對照相比產(chǎn)生2.30%～20.33%的變化幅度，促進(jìn)作用未達(dá)到顯著水平。高氮添加除沒有顯著改變A 土NNmin外，使B 土和C 土NNmin分別顯著降低51.08%和81.44%。土壤微生物對氮的需求較高，而在短期的培養(yǎng)過程中，低水平的外加氮源能夠被微生物全部利用來滿足其自身的高氮需求，因此沒有進(jìn)一步影響土壤含氮有機(jī)物的分解[4]。A土的微生物量碳、氮均顯著高于B 土和C 土，其微生物具有更高的氮需求，且A土本身氮含量較高，因此可能同等高水平的外加氮源對A土本身和其土壤微生物碳氮平衡影響較小，在抑制B土和C土NNmin的情況下，沒能對A土NNmin造成顯著影響。土壤礦質(zhì)氮初始含量與培養(yǎng)期間礦化氮產(chǎn)量負(fù)相關(guān)，這是由于土壤中存在“高礦質(zhì)氮初始值抑制土壤氮礦化”的控制機(jī)制[31]。外加氮源對其他兩種類型濕地土壤NNmin的抑制作用可能由于，土壤中的微生物通過分解含氮有機(jī)物來獲取氮，本試驗采用NH4NO3作為外加氮源，添加到土壤中直接增加了微生物可利用氮素的初始含量，因此減弱了為滿足微生物氮需求而產(chǎn)生的土壤中含氮有機(jī)物的分解[34]。

圖3 外源添加對土壤凈氮礦化速率影響Fig.3 Effects of exogenous addition on net nitrogen mineralization in soil

2.4 外源添加對土壤凈硝化速率的影響

外加碳源、氮源對土壤NNnitri的影響如圖4所示。

平均凈硝化速率被廣泛用于土壤硝化過程的影響因素研究[12-14]。與實時監(jiān)測速率相比，平均速率雖不能體現(xiàn)土壤硝化速率的動態(tài)變化特征，但能反映其整體影響趨勢。由圖4 可知，外源添加（碳源、氮源）對不同類型濕地土壤NNnitri的影響均未達(dá)到顯著水平（P＞0.05）。外源低碳與高碳添加情景下，A 土NNnitri分別為0.105 mg·kg-1·d-1和0.119 mg·kg-1·d-1，B 土NNnitri分別為0.066 mg·kg-1·d-1和0.050 mg·kg-1·d-1，C 土NNnitri分 別 為0.063 mg·kg-1·d-1和0.053 mg·kg-1·d-1；外源低氮與高氮添加情景下，A土NNnitri分別 為0.111 mg·kg-1·d-1和0.119 mg·kg-1·d-1，B 土NNnitri分 別 為0.100 mg·kg-1·d-1和0.105 mg·kg-1·d-1，C 土NNnitri分 別 為0.085 mg·kg-1·d-1和0.097 mg·kg-1·d-1。外源添加（碳源、氮源）對不同類型濕地土壤NNnitri僅表現(xiàn)出細(xì)微的促進(jìn)或抑制作用，且均未達(dá)到顯著水平，這與已有研究結(jié)果相似[14]。首先，在本研究中，外加碳源、氮源對土壤NNmin均表現(xiàn)出不同程度的抑制（2.3 節(jié)），NNmin的降低減少了銨態(tài)氮作為硝化底物的供應(yīng)，但NH4NO3添加到土壤中，部分彌補(bǔ)了由氮礦化作用減弱導(dǎo)致的銨態(tài)氮供應(yīng)減少，緩解了對NNnitri可能產(chǎn)生的顯著抑制作用。此外，氨的氧化是土壤硝化過程的限速步驟，有研究表明大氣CO2濃度升高能夠顯著提高氨氧化菌的豐度，并顯著提高土壤硝化速率[35]。本研究外加碳源導(dǎo)致CO2排放量增加，由此產(chǎn)生的對土壤硝化速率的促進(jìn)作用可能彌補(bǔ)了底物供應(yīng)的不足。此外，有研究表明，室內(nèi)培養(yǎng)條件下NNnitri隨時間延長而減慢[14]，本研究采用28 d 培養(yǎng)時間段內(nèi)的平均硝化速率，降低了外源添加前期對硝化速率可能存在的顯著影響。

圖4 外源添加對土壤凈硝化速率影響Fig.4 Effects of exogenous addition on net nitrification in soil

3 結(jié)論與建議

（1）在沒有外源添加條件下，不同濕地類型對土壤礦化及硝化速率有顯著影響。A 土Caverage、NNmin及NNnitri均顯著高于B 土和C 土，土壤基本理化性質(zhì)的差異是導(dǎo)致土壤礦化及硝化速率不同的主要原因。

（2）外源碳的添加對不同類型濕地土壤Caverage均表現(xiàn)出顯著的促進(jìn)作用，且隨碳添加水平的增加促進(jìn)作用逐漸增強(qiáng)；低水平碳源添加顯著抑制C 土NNmin，但對A 土和B 土NNmin影響不顯著，高水平碳源添加對不同類型濕地土壤NNmin均表現(xiàn)出顯著的抑制作用；外源碳的添加對不同類型濕地土壤NNnitri的影響均未達(dá)到顯著水平。

（3）外源氮的添加對不同類型濕地土壤Caverage的促進(jìn)作用不顯著；低水平氮源添加對不同類型濕地土壤NNmin影響不顯著，高氮添加顯著抑制B土、C土NNmin，但對A 土NNmin影響不顯著；外源氮添加對不同類型濕地土壤NNnitri的影響均未達(dá)到顯著水平。

（4）黃河流域上游濕地土壤具有更高的碳、氮轉(zhuǎn)化速率，且對外源添加響應(yīng)敏感，建議對黃河流域上游濕地土壤予以優(yōu)先保護(hù)。