环境科学研究  2017, Vol. 30 Issue (4): 570-578  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2017.01.77

引用本文  

马芬, 马红亮, 邱泓, 等. 饱和持水量条件下不同氮添加对森林土壤氮素净转化的影响[J]. 环境科学研究, 2017, 30(4): 570-578.
MA Fen, MA Hongliang, QIU Hong, et al. Effects of Different Nitrogen Addition on Net Nitrogen Transformation in Forest Soil under Saturation Water Holding Capacity Condition[J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(4): 570-578.

基金项目

国家自然科学基金项目(41271282,31170578);教育部创新团队项目(IRT0960)

责任作者

马红亮(1978-), 男, 山西原平人, 博士, 副教授, 主要从事陆地生态系统土壤碳、氮循环和生态环境研究, mhl936@163.com

作者简介

马芬(1990-), 女, 福建龙岩人, fenma8487@163.com

文章历史

收稿日期:2016-08-10
修订日期:2017-01-06
饱和持水量条件下不同氮添加对森林土壤氮素净转化的影响
马芬1,2 , 马红亮1,2 , 邱泓1,2 , 高人1,2 , 尹云锋1,2 , 彭园珍1,2     
1. 福建师范大学地理科学学院, 福建 福州 350007;
2. 福建师范大学, 湿润亚热带山地生态国家重点实验室培育基地, 福建 福州 350007
摘要:为了研究在饱和持水量条件下不同氮沉降形态和水平对森林土壤氮素净转化及土壤N2O排放的影响,选取中亚热带地带性森林红壤为研究对象,采用室内模拟试验方法,设置110%饱和持水量(WHC)的土壤水分,添加不同形态氮[(NH42SO4、NaNO3、NH4NO3]和不同含量[0 mg/kg(CK)、20.0 mg/kg(LN)、66.7 mg/kg(HN),以干土计]的氮素,进行为期14 d的室内培养(20℃).结果表明,与CK相比,(NH42SO4和NaNO3处理对土壤净氮矿化和氨化的影响不大,而(NH42SO4处理的净硝化量在高氮水平下为负值,说明硝化很弱,但该处理的净氨化量高于其他处理,特别是NaNO3处理的净氨化量较高,认为很可能存在NO3--N异化还原为铵(DNRA).NaNO3处理能显著提高土壤净硝化量而显著降低w(SON)(SON为土壤可溶性有机氮),NH4NO3处理同时降低了土壤w(NH4+-N)和w(NO3--N),表现为氮固定作用,并且高氮水平的土壤w(MBN)(MBN为微生物量氮)显著高于低氮水平;NaNO3和NH4NO3处理的土壤N2O排放速率和培养周期内的累积排放量均显著高于CK,并且高氮水平显著高于低氮水平,而(NH42SO4处理与CK相当,并且高氮水平下的N2O累积排放量低于低氮水平.研究显示,在过饱和土壤水分条件下,混合形态氮对土壤氮素净转化格局影响较大,含NO3-形态氮明显促进土壤N2O的排放,尤其是高氮水平.研究结果可为评价全球气候变化下特别是降雨情况下沉降氮形态对土壤氮素转化的影响提供重要参考.
关键词氮素水平    氮素形态    氮矿化    氧化亚氮    饱和土壤水分    
Effects of Different Nitrogen Addition on Net Nitrogen Transformation in Forest Soil under Saturation Water Holding Capacity Condition
MA Fen1,2 , MA Hongliang1,2 , QIU Hong1,2 , GAO Ren1,2 , YIN Yunfeng1,2 , PENG Yuanzhen1,2     
1. College of Geographical Sciences, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
2. Cultivation Base of State Key Laboratory of Humid Subtropical Mountain Ecology, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China
Abstract: Soil moisture conditions regulate nitrogen transformation and the effects of nitrogen deposition.However, the effect of nitrogen deposition on nitrogen transformation is not very clear under saturation water holding capacity condition.Therefore, in order to investigate the effects of different nitrogen deposition on soil net nitrogen transformation and N2O emission under saturation moisture capacity condition, using zonal red soil collected from Wuyi Mountain in mid-subtropical forest, a 14-day simulative experiment in the laboratory was carried out under 110% water holding capacity condition with different nitrogen forms((NH4) 2SO4, NaNO3 and NH4NO3) and levels(0(CK), 20.0(LN) and 66.7(HN) mg/kg).The results showed that(NH4) 2SO4 and NaNO3 treatments had little effect on soil net nitrogen mineralization compared with CK.The net nitrification was negative in(NH4) 2SO4 treatment at the high nitrogen level, which illustrated that nitrification was quite weak, while the net ammonification was higher than other treatments especially in NaNO3 treatment.This phenomenon was probably due to the occurrence of dissimilar reduction of nitrate to ammonium(DNRA).The net nitrification was increased significantly, and the soil soluble organic nitrogen(SON) was reduced dramatically in the NaNO3 treatment.The soil ammonium and nitrate nitrogen were reduced simultaneously in the NH4NO3 treatment, demonstrating the immobilization of N, and a higher soil microbial biomass nitrogen(MBN) was observed at high nitrogen level than at low nitrogen level.The rate and cumulative amount of soil N2O emission in both the NaNO3 and NH4NO3 treatments were obviously higher than CK, and these effects were much greater at high nitrogen level than at low nitrogen level.The soil N2O emission in the(NH4) 2SO4 treatment was almost equal to that of CK, and the cumulative amount of soil N2O emission was lower at high nitrogen level compared with that of low nitrogen level.Taken together, we concluded that, under saturation water holding capacity condition, mixed nitrogen form may have greater effect on soil nitrogen transformation pattern, and nitrogen in form of NO3- significantly promoted the soil N2O emission especially at high nitrogen level.These results provide useful information when assessing the effect of different deposited nitrogen forms on soil nitrogen transformation under precipitation circumstance.
Keywords: nitrogen level    nitrogen form    nitrogen mineralization    nitrous oxide    saturated soil moisture    

由于受到人类活动的影响,大气中活性氮的浓度显著地增加,其中大部分又通过干湿沉降的形式返回到陆地生态系统中[1],而随着经济和工农业的进一步发展,氮沉降量可能还会继续升高[2].森林作为陆地生态系统的主体部分,森林土壤中的有效氮主要以铵态氮和硝态氮的形式存在,它们可直接被植物吸收利用,而这部分氮素主要是通过土壤有机氮的矿化作用产生[3],因而氮矿化水平决定了土壤中用于植物生长的氮素的可利用性,是土壤供氮能力的一个重要指标,同时影响着土壤中氮的周转速率和森林的生产力水平[4].

氮沉降造成的氮含量增加会改变土壤原来的氮转化过程,徐星凯等[5]发现随氮沉降量的增加,长白山落叶红松林0~7 cm的土壤氮素年净矿化量和氨化量也随之增加,尤其是(NH4)2SO4和NH4Cl的促进作用相比KNO3的更为明显.然而,也有研究[6]表明,增加氮沉降量抑制森林土壤氮素净矿化通量或没有显著影响.宋庆妮等[7]研究表明,水分变化会影响森林土壤氮素矿化作用,从而改变土壤氮素矿化格局.笔者所在课题组前期研究结果[8]显示,土壤水分太多或太少条件下添加单一形态氮素对土壤氮矿化无显著影响,但对土壤SON(可溶性有机氮)变化影响显著.XU等[9]施用Na15NO3和(15NH4)2SO4发现,不同形态氮的加入对土壤氮形态的影响因土壤湿度和有机碳含量的差异表现出不同的结果.然而,目前不同氮沉降与土壤高水分条件的耦合作用对森林生态系统氮素转化的影响还不十分清楚.

N2O(土壤氧化亚氮)是硝化作用和反硝化作用的副产物,而后者通常提供主要来源[10].由于土壤反硝化相关的酶多是在低氧条件下被诱导合成并具有活性[11],而土壤孔隙水可以有效地控制氧气的扩散速率,充当反硝化速率的一阶预测[12],因而,土壤水分条件可通过影响含氧量而间接影响反硝化作用的强度.有研究发现,在临界饱和水的条件下土壤N2O排放量最大[13];还有研究发现,氮素的施入对反硝化作用和N2O的释放有明显的促进效果,尤其是当土壤水分含量较高时[14],如Smith等[15]研究显示,雨季期施用氮肥明显促进土壤N2O的排放.因此,有必要研究饱和持水量条件下不同氮沉降对土壤N2O排放的影响.

全球气候变化背景下,降水格局(降水量、降水强度及降水季节分配)发生了明显的改变[16],而直接影响到土壤的水分状况与养分的生物化学循环过程[17],我国亚热带地区持续性强降雨的极端情况时有发生[18],使得土壤有丰沛的下渗水流,坡底和低洼处积水也较多,该研究的目的是在饱和持水量条件下,通过添加不同形态和水平的氮素,研究不同氮沉降对土壤氮素净转化及N2O排放的影响,以期为深入理解全球气候变化下氮沉降对森林生态系统土壤氮有效性的影响提供数据积累.

1 材料与方法 1.1 供试土壤

培养土壤采自武夷山地区(27°28′ N~28°09′ N、117°37′ E~118°20′ E),该区气候属中亚热带季风气候,年均温17~19 ℃,年均降水量1 700~2 000 mm,雨季大多集中在4—6月,相对湿度70%~75%,无霜期253~272 d,该区年氮沉降总量达17.88 kg/(hm2 ·a)[19].地形为丘陵坡地,坡度为18°,海拔为310 m.植被以常绿阔叶林为主,林冠整齐,是以壳斗科、樟科、山茶科和木兰科等乔木为基本组成部分,伴有暖性针叶林、毛竹林.去除表层凋落物,利用土钻采集0~20 cm土层土壤.用环刀采取原状土以测定土壤容重和土壤饱和持水量(WHC),新鲜土壤带回实验室自然风干,除去新鲜土样中的石头、根系、植物残体等杂物,磨细过孔径2 mm土筛后,用自封袋将过筛土壤密封保存备用.红壤基本理化性质采用常规分析方法[20]w(TC)为14.91 g/kg,w(TN)为1.74 g/kg,C/N为8.57,w(速效氮)为30.88 mg/kg,w(速效磷)为6.85 mg/kg,w(速效钾)为32.50 mg/kg,w(NH4+-N)为48.1 mg/kg,w(NO3--N)为1.3 mg/kg,w(SON)为35.6 mg/kg,pH(H2O)为4.75,w(黏粒)为54.56%,w(粉粒)为23.68%,w(砂粒)为21.76%,土壤容重为1.32 g/cm3,WHC为82.70%.

1.2 培养试验

称取风干土30 g装入300 mL培养瓶中,根据土壤含水量和WHC,向瓶内滴加去离子水,使土壤含水量达到50% WHC,置于20 ℃下生态培养箱中预培养5 d.期间定期称量,滴加去离子水使瓶内土壤含水量维持在50% WHC.

设置对照(CK)和(NH4)2SO4(硫酸铵)、NaNO3(硝酸钠)和NH4NO3(硝酸铵)3种氮形态,设置加入的土壤氮量分别为20.0 mg/kg(低氮水平,LN)和66.7 mg/kg(高氮水平,HN)2个氮水平.将各形态氮配制成溶液,预培养后,用移液管向瓶内土壤表面均匀滴加,对照(CK)滴加去离子水,并用去离子水补足需水量,使土壤含水量达到110% WHC,共42个培养瓶〔(3种氮形态×2个氮水平+1个对照)×6个重复〕.测定每处理中任意3个重复的土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)、总可溶性氮含量,作为培养前的初始值.

将剩余的21个培养瓶置于20 ℃生态培养箱中培养14 d,分别于培养的第0天、第1天、第3天、第5天、第7天、第14天用25 mL注射器精确采集培养瓶内20 mL的气体,注入抽真空带塞的50 mL气袋中以测定氧化亚氮(N2O)浓度.每次取完气样后将培养瓶盖打开,敞口30 min后再将培养瓶密封,并通过称量法保持土壤水分恒定,直到下一个采样时间点.培养结束后测定土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)、w(TSN)(TSN为总可溶性氮)、w(MBN)(MBN为微生物量氮).

1.3 测定方法

称取8.0 g土样,加入40 mL 0.5 mol/L的K2SO4溶液,200 r/min充分振荡1 h(20 ℃),4 000 r/min离心10 min,过滤后得到的浸提液采用连续流动分析仪(SKALAR SAN++,荷兰)测定w(NH4+-N)、w(NO3--N)和w(TSN).土壤MBN含量采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法[21]测定.N2O浓度利用气相色谱仪(GC-2014,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 ℃.

1.4 计算方法

土壤氮素净转化量的计算公式[5]

$ {\rm{NA}} = {\left( {{\rm{N}}{{\rm{H}}_4}^ +-{\rm{N}}} \right)_后}-{\left( {{\rm{N}}{{\rm{H}}_4}^ +-{\rm{N}}} \right)_{\rm{前}}} $ (1)
$ {\rm{NN}} = {\left( {{\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^-{\rm{-N}}} \right)_后}-{\left( {{\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^ - {\rm{ - N}}} \right)_{\rm{前}}} $ (2)
$ {\rm{NM}} = {\rm{NA}} + {\rm{NN}} $ (3)

式中:NA、NN、NM分别为净氨化量、净硝化量、净矿化量,mg/kg;(NH4+-N)、(NO3--N)分别为培养后的w(NH4+-N)、w(NO3--N),mg/kg;(NH4+-N)、(NO3--N)分别为培养前的w(NH4+-N)、w(NO3--N),mg/kg.

可溶性有机氮含量的计算公式[8]

$ {\rm{SON}} = {\rm{TSN}}-{\rm{N}}{{\rm{H}}_4}^ +-{\rm{N}}-{\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^ - - {\rm{N}} $ (4)

式中:SON为可溶性有机氮含量,mg/kg;TSN为总可溶性氮含量,mg/kg;NH4+-N为w(NH4+-N),mg/kg;NO3--N为w(NO3--N),mg/kg.

MBN(微生物量氮)含量的计算公式[21]

$ {\rm{MBN}} = {E_{\rm{N}}}/{k_{{\rm{EN}}}} $ (5)

式中:MBN为w(MBN),mg/kg;EN为熏蒸浸提液中的氮与未熏蒸浸提液的氮值之差,mg/kg;kEN为转换系数,取0.45.

N2O排放速率的计算公式[15]

$ F = k \times \frac{V}{m} \times \frac{{\Delta c}}{{\Delta t}} \times \frac{{273}}{{273 + T}} $ (6)

式中:F为N2O的排放速率,μg/(kg·d);k取1.25,kg/m3V为培养瓶体积,mL;m为干土质量,g;Δc/Δt为N2O浓度随时间变化的直线斜率,μL/(L·d);T为培养温度,℃.

培养周期内土壤N2O累积排放量的计算公式[15]

$ {E_g} = \sum\limits_{i = 0}^n {\frac{{{F_{n1}} + {F_{n2}}}}{2} \times \left( {{t_{n2}} - {t_{n1}}} \right)} $ (7)

式中:Eg为培养周期内的土壤N2O累积排放量,μg/kg;Fn1为第n1个采样点的N2O的排放速率,μg/(kg·d);Fn2为第n2个采样点的N2O的排放速率,μg/(kg·d),n2>n1tn2为第n2个采样点的时间,d;tn1为第n1个采样点的时间,d.

1.5 数据处理

采用Excel 2010和SPSS 20.0软件对数据进行统计分析,测定结果均以土壤干质量计算.采用双因素方差分析检验氮形态和氮水平对土壤氮素净转化的影响,采用多因素方差分析检验氮形态、氮水平和培养时间对土壤N2O排放的影响,采用Tukey最小显著差数法(LSD)进行多重比较(α=0.05),利用Origin 8.0软件作图.图表中数据为平均值±标准差.

2 结果与分析 2.1 不同氮处理对土壤氮素净转化量的影响

图 1(a)(b)可知,土壤氮素净矿化量与净氨化量具有一致的变化规律.与CK相比,(NH4)2SO4和NaNO3处理无论氮水平如何均对土壤净矿化量和氨化量影响不大,而NH4NO3处理均为负值,表现为净固持作用,并且高氮水平(HN)显著大于低氮水平(LN),均与单一形态氮处理差异显著.CK的净氨化量占净氮矿化量的比例为100.6%〔见图 1(c)〕,低氮水平下该比例是46.5%~81.9%,高氮水平下该比例是32.4%~103.5%,均以NaNO3处理最小,并且高氮水平显著小于低氮水平,均与(NH4)2SO4、NH4NO3处理差异显著.由图 1(d)可知,CK的净硝化量为负值;低氮水平下,(NH4)2SO4和NaNO3处理为正值,以NaNO3处理最大,为12.25 mg/kg,高氮水平下,(NH4)2SO4处理降为负值,NaNO3处理降为6.94 mg/kg;NH4NO3处理无论氮水平如何均为负值,并且与其他处理间差异显著.

注:不同小写字母表示不同氮处理间差异显著(P < 0.05),下同. 图 1 不同氮处理对土壤氮素净转化量的影响 Figure 1 Effects of different nitrogen treatments on soil net nitrogen transformation

方差分析(见表 1)显示,氮形态、氮水平及它们的交互作用对土壤氮素净转化量及净氨化量占净矿化量的比例均有显著影响(P < 0.05).

表 1 氮形态和水平对土壤氮素净转化量、w(SON)和w(MBN)影响的方差分析 Table 1 ANOVA analysis for the effects of nitrogen form and level on soil net nitrogen transformation, SON and MBN content
2.2 不同氮处理对土壤SON和MBN的影响

图 2(a)可知,CK的土壤w(SON)为29.91 mg/kg,与CK相比,(NH4)2SO4、NaNO3和NH4NO3处理在低氮水平下分别降低了10.7%、71.0%和25.8%,高氮水平下分别降低了10.8%、61.0%和49.0%,并且NaNO3处理与(NH4)2SO4处理、CK均有显著差异.

图 2 不同氮处理对土壤w(SON)和w(MBN)的影响 Figure 2 Effects of different nitrogen treatments on soil SON and MBN

图 2(b)可知,CK的土壤w(MBN)为13.15 mg/kg,与CK相比,(NH4)2SO4和NaNO3、NH4NO3处理在低氮水平下分别提高了54.7%和降低了38.8%、0.6%,高氮水平下分别提高了231.1%和115.7%、217.8%,并且(NH4)2SO4和NH4NO3处理与CK差异显著.

方差分析(见表 1)显示,氮形态、氮水平及其交互作用对土壤w(SON)和w(MBN)均有显著影响(P < 0.05).

2.3 不同氮处理对土壤N2O排放的影响

图 3(a)可知,NaNO3和NH4NO3处理的土壤N2O排放速率均显著高于CK,第3天时达到最大值,其中,高氮水平下分别是CK的13.82和13.41倍,低氮水平下分别是CK的5.95和5.08倍,之后,NaNO3处理显著高于NH4NO3处理,并且高氮水平一直高于低氮水平;(NH4)2SO4处理与CK差异不大,并且不同氮水平间无显著差异.

图 3(b)可知,NaNO3和NH4NO3处理在培养周期内的土壤N2O累积排放量均显著高于CK,高氮水平下分别是CK的23.09和11.77倍,低氮水平下分别是CK的6.93和4.52倍;无论氮水平如何,(NH4)2SO4处理与CK间差异不显著,并且低氮水平略高于高氮水平.

方差分析(见表 2)显示,氮形态、氮水平、培养时间及其两两交互作用对土壤N2O排放速率影响显著(P < 0.05),而氮形态、氮水平及其交互作用对培养周期内的土壤N2O累积排放量影响显著(P < 0.05).

图 3 不同氮处理对土壤N2O排放的影响 Figure 3 Effects of different nitrogen treatments on soil N2O emission

表 2 氮形态、氮水平、培养时间对土壤N2O排放速率和培养周期内累积排放量影响的方差分析 Table 2 ANOVA analysis for the effects of nitrogen form, nitrogen level and incubation time on soil N2O emission rate and cumulative emissions during the incubation time
3 讨论 3.1 不同氮处理对土壤氮素净转化的影响

土壤氮素矿化过程受诸多因素的影响,其中水分是重要的影响因子之一,有研究[17]表明,当土壤含水量接近田间持水量时,导致氧气供应受限致使微生物活性下降而减弱氮矿化作用.陈伏生等[22]在对中亚热带丘陵红壤氮素矿化的研究中发现,半饱和含水量的净氮矿化高于饱和含水量.笔者以前对该研究区土壤氮素净矿化的结果也表明,70% WHC的土壤净矿化速率>110% WHC>40% WHC[8].该研究结果显示,(NH4)2SO4和NaNO3处理的土壤净矿化量与对照差异不大,即外源单一形态氮的加入并未激发土壤氮素的净矿化,很可能与土壤水分处于过饱和状态有关,甚至NH4NO3处理的土壤净矿化量为负值,表现为净固持作用.该研究中,土壤MBN含量表现为(NH4)2SO4处理>NH4NO3处理>NaNO3处理,有研究表明,微生物会优先利用NH4+-N作为氮源,这是因为微生物同化铵态氮所需能量小于同化NO3--N[23],此外,该研究区土壤有效氮在自然状态下以NH4+-N为主,土壤微生物长期选择性吸收NH4+-N.还有研究表明,氮饱和会使土壤微生物量库降低[24],但不会减少微生物对氮的固定,相反可以增加[25].该研究中,按照添加量低氮水平为20.0 mg/kg(以干土计),高氮水平为66.7 mg/kg,土壤MBN含量无论何种氮形态下均表现为高氮水平显著大于低氮水平和对照,此外,高氮水平下的NaNO3处理显著大于对照,虽然微生物优先利用NH4+-N,但并未阻碍对NO3--N的利用.有研究[26]指出,淹水处理(1: 1的水土比)的可溶性有机碳含量高于好气处理(60% WHC),而当可利用碳源充足时,微生物能显著地同化NO3--N[27].但土壤MBN含量在相同氮水平不同形态氮处理间差异并不显著,说明无机氮的微生物同化作用还不能很大程度上解释氮保持.Sotta等[28]的研究显示,加入15N标记的NH4+-N后,有10%~30%被非生物过程快速固定,其发生机制是NH4+-N与苯酚化合物发生聚合反应或被2: 1型黏土矿物固定[29],MA等[30]研究显示,单宁对NH4+-N降低的幅度远高于NO3--N.此外,当土壤中有足够的可利用碳源和NO3--N,并且在厌氧微域中存在还原性物质时,大量的NO3--N也会被非生物过程固定[31].ZHANG等[32]研究发现,热带亚热带土壤长期厌氧培养条件下,当土壤氧化还原势降低时,加入的NO3--N由非生物固持作用快速转化为SON.但是,Corre等[33]发现,氮饱和的云杉林土壤可提取有机态氮库仅检测到1%的NO3--N,而高达49%~79%的NO3--N被固定到了不溶性有机氮中.结合该研究中添加氮素降低了土壤SON含量,并且NaNO3处理显著低于其他处理,可以判断通过SON降低无机氮的可能性不大,尤其是NO3--N,非生物固定NO3--N的影响因素和机制亟待深入的研究.

该研究中,净矿化量的变化主要以NH4+-N的变化为主,对照的净氨化量占净矿化量的比例为100.6%,低氮水平下该比例降低至46.5%~81.9%,高氮水平下该比例降低至32.4%~58.4%〔而(NH4)2SO4处理为103.5%〕,降幅最大的为NaNO3处理,这是因为NaNO3处理显著提高了土壤净硝化量,而使得该比例显著低于其他处理.NH4NO3处理主要表现为对土壤氮的净固持,并且NH4+-N的净固持量显著低于总净氮固持量.Emmett等[34]发现,英国北部森林土壤中该比例为89%,每年每hm2输入35和70 kg的NaNO3(以N计)使该比例分别降为85%和75%;Brenner等[35]研究表明,美国高纬度杨树林和云杉林冻融期间土壤中该比例分别为97%和69%,每年每hm2输入100 kg(以N计)的NH4NO3使该比例分别减少到76%和21%;而韩琳等[36]对长白山阔叶红松混交林的观测结果表明,添加不同形态氮〔(NH4)2SO4、NH4Cl和KNO3〕及其剂量氮〔(22.5和45 kg/(hm2·a),以N计〕对该比例没有影响.由此可见,森林土壤氮素净氨化量占净矿化量的比例因氮沉降形态、氮沉降量、土壤属性和森林类型等而发生变化.

有研究[17]表明,土壤水分含量过高引起氧气供应不足,导致硝化作用降低,从而降低NO3--N含量.Pandey等[37]研究发现,热带地区土壤因长期降雨水分达到饱和后,土壤硝化作用减弱,而氨化作用增强.该研究土壤水分条件为110% WHC,培养期间培养瓶密封,土壤透气性较差,限制了硝化作用,使对照土壤的净硝化量为负值,而净氨化量在所有处理中最高.土壤水分与氮素都会影响土壤硝化作用,而氮素的作用更大.高氮水平下,(NH4)2SO4处理的净硝化量为负值,说明即使添加更多的硝化底物,硝化作用仍旧很弱,而该处理下的净氨化量较高,这与添加的是铵态氮有关.由于供试土壤本身NO3--N含量较低,土壤水分较高造成局部微区厌氧环境,很有可能存在硝酸盐异化还原成铵(dissimilatory nitrate reduction to ammonium,DNRA)[38].Huygens等[39]发现,智利南部假山毛榉原始森林生态系统中86%以上的新产生的NO3--N被立即消耗,其中99%以上是通过DNRA途径被消耗.生态系统中DNRA的存在比笔者想象的要更普遍,特别是当土壤水分较高、厌氧微区较多时[38],该作用是一种重要的土壤氮保蓄方式.NaNO3处理比NH4NO3处理有更高的净氨化量,说明在钠离子存在下,DNRA更容易发生,但是不同氮形态间影响的差异值得注意,因为,NH4NO3处理明显和其他氮形态的影响不同.鉴于以上讨论,氮添加后,提取的土壤氮含量并没有增加,土壤固相对氮的保持以及土壤溶液氮含量是本试验中未考虑到的,这两方面氮量的分配会影响对氮添加影响土壤氮去向的评价.

3.2 不同氮处理对土壤N2O排放的影响

土壤N2O的排放受土壤水分、氮素有效性、溶解性碳含量等多个因素的影响[10].土壤水分直接影响土壤的通气状况和氧化还原状况以及微生物养分的供应,随着土壤水分的增加,厌氧的反硝化细菌能将硝态氮还原成N2O[14].颜晓元等[40]研究结果显示,在土壤水分含量接近100%时,土壤具有最大的N2O排放速率,胡保安等[41]的研究结果也表明,常年积水区的土壤N2O日平均排放量和累积排放量均大于季节性积水区和常年干燥区,该研究对照土壤的N2O排放速率和培养周期内的累积排放量分别高达38.6 μg/(kg·d)和123.56 μg/kg.有研究表明,土壤水分和氮素添加的耦合作用对土壤N2O排放影响显著,尤其是在高氮添加量下[42].通常N2O的排放与土壤NO3--N含量呈负相关[43],该研究中,在前7 d,NaNO3和NH4NO3处理的土壤N2O排放速率显著高于对照,并且高氮水平显著大于低氮水平,说明土壤NO3--N含量降低最有可能发生在该期间,这可能是导致这两种处理在高氮水平下的净硝化量显著低于低氮水平的原因.随着反硝化作用的进行,NO3-作为电子受体含量下降,反硝化速率降低[43],因此,该研究的土壤N2O排放速率表现为先增加后迅速降低,而培养结束时,NaNO3处理在高氮水平下的N2O排放速率仍处于较高水平,是因为该处理的土壤中可利用的NO3--N基质浓度较高.MA等[44]研究发现,在50%~55% WFPS (土壤孔隙水含量)条件下,添加1 mg/L NH4+-N对N2O排放量的贡献率高达80%,并且NH4+-N含量增加时N2O排放量增加,NH4+-N含量减少时N2O排放量也相应减少.然而,在该研究中,(NH4)2SO4处理的土壤N2O排放速率和培养周期内的累积排放量与对照相当,即使在高氮水平下,而在同一氮水平下表现为(NH4)2SO4处理 < NH4NO3处理 < NaNO3处理,但王磊等[45]对亚热带人工林土壤的研究显示,施加铵态氮肥对土壤N2O排放量的促进作用显著高于硝态氮肥,这种不一致很大程度上是土壤水分与氮素添加的耦合作用,可作为土壤有效的保氮策略,如淹水土壤施入铵态氮肥时,硝化过程减缓、NO3--N有效性限制了反硝化的进行[46].NH4NO3处理对土壤N2O排放的促进较明显,并且高氮水平下的N2O排放速率和培养周期内的累积排放量均显著大于低氮水平,而该处理的土壤净硝化量为负值,由于该研究中不存在NO3--N的淋溶损失,故反硝化作用导致的气态氮损失很有可能是该处理净硝化量降低的又一原因.可见,在短期强降雨的极端天气下,含NO3-形态的氮沉降将导致中亚热带森林土壤N2O的大量排放,尤其是在高氮水平下,因此,探究防止和降低气态氮损失的保氮策略至关重要.

4 结论

a) 在过饱和土壤水分条件下,(NH4)2SO4和NaNO3处理对土壤净氮矿化的影响不大,而NH4NO3处理主要表现为氮固定作用,这种作用由生物与非生物二者共同造成,尤其在高氮水平下明显刺激土壤微生物固定氮.净矿化量主要以NH4+-N的变化为主,不同氮添加处理降低该主导作用,并且主要在NaNO3处理.考虑到添加氮的可能去向,土壤固相对氮的保持以及土壤溶液氮含量的分配还需要开展更多的工作.

b) 过饱和土壤水分与添加含NO3-形态氮素的耦合作用明显促进土壤N2O的排放,特别在高氮水平,NaNO3和NH4NO3处理在培养周期内的累积排放量分别是CK的23.09和11.77倍,而添加(NH4)2SO4很可能驱使土壤中的NO3--N异化还原为铵而抑制硝化作用,进而限制反硝化进程,这可作为土壤有效的保氮策略.

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