鄭麗麗，郭萍萍，易志剛

福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建 福州 350002

鼎湖山典型森林土壤苯系物通量對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng)

鄭麗麗，郭萍萍，易志剛*

福建農(nóng)林大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，福建 福州 350002

苯系物（BTEX）是一類重要的揮發(fā)性有機(jī)化合物（VOCs），能參與大氣光化學(xué)反應(yīng)，并對(duì)人體健康有重要影響。土壤能釋放或吸收BTEX，氮沉降會(huì)影響土壤生態(tài)過(guò)程，從而可能影響土壤BTEX通量。有關(guān)森林土壤BTEX通量對(duì)氮沉降響應(yīng)的研究十分有限。運(yùn)用靜態(tài)箱采樣、利用大氣預(yù)濃縮儀-GC-MS研究了鼎湖山兩種典型森林——馬尾松林（Pine forest, PF）和季風(fēng)常綠闊葉林（Monsoon evergreen broadleaf forest, BF）土壤BTEX通量對(duì)模擬氮沉降增加的響應(yīng)。結(jié)果表明：自然氮沉降條件下，PF土壤吸收BTEX，乙苯吸收速率最大(-51.52±10.94) pmol·m-2·s-1，低氮抑制了PF土壤對(duì)BTEX的吸收，中氮主要使土壤由“匯”變?yōu)椤霸础保籅F土壤釋放BTEX，甲苯釋放速率最高(7.11±0.12) pmol·m-2·s-1，施氮降低了BF土壤BTEX釋放量或使土壤由“源”變“匯”，且低氮和高氮的影響效果更顯著。施氮條件下，PF土壤甲苯與乙苯、間/對(duì)二甲苯、鄰二甲苯通量顯著相關(guān)，BF土壤苯與甲苯、間/對(duì)二甲苯、鄰二甲苯顯著相關(guān)。土壤BTEX通量無(wú)明顯日變化規(guī)律，對(duì)照和高氮樣地最大釋放均出現(xiàn)在7:00，最大吸收出現(xiàn)在19:00（對(duì)照樣地）和13:00（高氮樣地）。自然氮沉降條件下，BF土壤CO2通量(29.46±3.27) mg·m-2·h-1顯著高于PF土壤(11.02±0.96) mg·m-2·h-1，兩個(gè)水平氮處理均促進(jìn)了兩種林型土壤CO2的釋放。土壤BTEX通量與土壤溫度、大氣溫度和CO2濃度無(wú)顯著相關(guān)性；鄰二甲苯和乙苯通量與土壤濕度呈顯著相關(guān)。

氮沉降；苯系物；揮發(fā)性有機(jī)化合物；通量；馬尾松林；季風(fēng)常綠闊葉林

苯系物（BTEX）是一類重要的揮發(fā)性有機(jī)化合物（VOCs），屬單環(huán)芳烴，包括苯（benzene）、甲苯（toluene）、乙苯（ethyl benzene）和二甲苯（xylene）的同分異構(gòu)體。BTEX具有很強(qiáng)的揮發(fā)性，易進(jìn)入空氣中，參與大氣化學(xué)過(guò)程，對(duì)臭氧和光化學(xué)煙霧的生成具有貢獻(xiàn)（Atkinson，2000）。除空氣外，土壤也是BTEX的“匯”，大氣中的BTEX可通過(guò)干濕沉降進(jìn)入土壤。隨著土壤環(huán)境條件的改變，土壤中BTEX也有可能揮發(fā)進(jìn)入大氣（Esteve等，2007；魯炳聞等，2010）。目前，對(duì)土壤中BTEX的研究多集中在分析方法及污染土壤中BTEX的環(huán)境行為和生態(tài)毒理上（Ezquerro等，2004；周啟星和王美娥，2009；魯炳聞等，2010），關(guān)于森林BTEX研究報(bào)道較少（Heiden等，1999；Kesselmeier等，2000；White等，2009）。

我國(guó)是繼歐洲、北美之后的全球第3大氮沉降集中區(qū)，尤其是處于經(jīng)濟(jì)高速發(fā)展的華南地區(qū)（Galloway等，2004）。廣東鼎湖山年降水氮沉降量為35.6～38.4 kg·hm-2（以N計(jì)），與歐洲高氮沉降區(qū)相當(dāng)（Klimont等，2009）。氮沉降可影響森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能，如引起土壤酸化、養(yǎng)分失衡、微生物多樣性改變、凋落物分解變化等（Magill等，2004；Hoegberg等，2006；方華和莫江明，2006；蔡玉婷等，2013），而土壤 VOCs主要源于土壤微生物、地表凋落物和植物根系，因此氮沉降可能會(huì)影響森林土壤與大氣間VOCs交換通量。

因此，在氮沉降全球化的趨勢(shì)下，研究土壤BTEX通量對(duì)大氣氮沉降的響應(yīng)有重要意義，不僅可以獲得森林土壤BTEX排放清單，還能正確評(píng)價(jià)土壤BTEX對(duì)大氣化學(xué)和土壤生態(tài)的潛在影響。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

鼎湖山國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)（23°09′21″～23°11′30″ N，112°30′39″～112°33′41″ E）位于廣東省中西部，屬亞熱帶季風(fēng)性氣候，年均氣溫 20.9 ℃，最冷月（1月）和最熱月（7月）的平均溫度分別為12.6和28.0 ℃。年平均降雨量為1678 mm，干、濕季明顯，其中80%分布在4─9月（劉效東等，2014）。

實(shí)驗(yàn)選取保護(hù)區(qū)內(nèi)的兩種典型森林：馬尾松林（Pine forest, PF）和季風(fēng)常綠闊葉林（Monsoon evergreen broadleaf forest, BF）為研究對(duì)象。PF為1930年前人工種植，林內(nèi)以馬尾松為主，還有少量的桉樹(shù)。因長(zhǎng)期受人為活動(dòng)干擾，該林退化嚴(yán)重，林分結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單；BF地處保護(hù)區(qū)的核心區(qū)，已有400多年的保護(hù)歷史。該林林冠重疊、稠密，種類豐富，結(jié)構(gòu)復(fù)雜（Mo等，2003）。各樣地具體描述見(jiàn)文獻(xiàn)（Mo等，2003；Huang等，2012）。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

PF和BF分別設(shè)置9和12個(gè)氮處理樣方（10 m×20 m），進(jìn)行外加氮實(shí)驗(yàn)。其中BF設(shè)置4個(gè)處理：對(duì)照、低氮、中氮和高氮，分別在林地噴施0、50、100和150 kg·hm-2·a-1（以N計(jì)），PF設(shè)置3個(gè)氮處理，即對(duì)照、低氮和中氮。每個(gè)處理均設(shè)3個(gè)重復(fù)。自2003年7月起，每月月底噴施NH4NO3（Zhang等，2008）。

1.3 樣品采集與分析

樣品采集于2012年3月中旬進(jìn)行。氣體樣品利用靜態(tài)箱法收集。靜態(tài)箱為組合式，由底箱和蓋箱兩部分組成。底箱為圓環(huán)，直徑25 cm，高度10 cm，打入地下 2～3 cm，盡量避免切斷細(xì)根，保留地表凋落物；蓋箱為頂部密封的圓桶，直徑25 cm，高度35 cm。箱內(nèi)裝有風(fēng)扇，以充分混勻箱內(nèi)氣體。采樣箱設(shè)計(jì)參閱文獻(xiàn)（Zhang等，2008）。分別在罩箱后0和30 min用醫(yī)用注射器采集箱內(nèi)氣體樣品，并收集于2 L Teflon采樣袋中。每次樣品采集時(shí)間為10:00─10:30。同時(shí)，觀測(cè)BF對(duì)照和高氮樣地土壤BTEX通量日變化情況（10:00開(kāi)始，每隔3小時(shí)收集1次）。在通量測(cè)定的同時(shí)測(cè)定氣溫、5 cm深處土壤溫度和濕度。

BTEX分析采用 Entech 7100預(yù)濃縮系統(tǒng)和Agilent 7890A/5975型色譜-質(zhì)譜（GC-MS）聯(lián)用儀。將Teflon采樣袋接入預(yù)濃縮系統(tǒng)Entech7100，經(jīng)三級(jí)液氮冷肼，去除樣品中的 H2O和 CO2，并經(jīng)-150 ℃冷聚焦進(jìn)入GC-MS分離檢測(cè)。色譜條件：采用HP-5色譜柱（30 m×250 μm×0.25 μm），升溫程序?yàn)椋撼跏紲囟?0 ℃，保持3 min，后以3 ℃·min-1升到140 ℃；再以 10 ℃·min-1升溫至240 ℃，保持3 min；質(zhì)譜條件：EI電離源，電離電壓70 eV，離子源溫度270 ℃，數(shù)據(jù)采集采用單掃模式（SIM）。采用標(biāo)準(zhǔn)質(zhì)譜圖庫(kù)（NIST08）、標(biāo)準(zhǔn)氣體保留時(shí)間雙重條件定性，采用峰面積-濃度標(biāo)準(zhǔn)曲線內(nèi)標(biāo)法進(jìn)行定量。

CO2采用HP-4890D氣相色譜儀（GC）分離，經(jīng)鎳觸媒轉(zhuǎn)化器轉(zhuǎn)換后，用氫火焰離子化檢測(cè)器（FID）進(jìn)行檢測(cè)，檢測(cè)器、分離柱溫度分別為220和55 ℃，采用標(biāo)準(zhǔn)氣體外標(biāo)法進(jìn)行定量。

1.4 通量計(jì)算與統(tǒng)計(jì)分析

氣體通量是指單位時(shí)間單位面積箱內(nèi)該氣體的流通量，正值表示土壤作為“源”，即土壤釋放該氣體，負(fù)值表示土壤作為“匯”，即土壤吸收該氣體，用公式（1）表示為：

其中，F(xiàn)為氣體通量(pmol·m-2·s-1)，ΔC為單位時(shí)間內(nèi)氣體的體積摩爾濃度差(pmol·m-3)，V為靜態(tài)箱的有效容積(m3)，A為土壤面積(m2)。

利用 SPSS20.0進(jìn)行單因素方差分析（ANOVA），然后以 Duncan多重檢驗(yàn)法檢驗(yàn)地表BTEX通量在不同林型間和處理間的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 自然氮沉降下森林土壤BTEX通量

通過(guò)對(duì)鼎湖山自然保護(hù)區(qū)內(nèi)2種森林70個(gè)氣體樣品進(jìn)行測(cè)定，分析了5種主要BTEX，即苯、甲苯、乙苯、間/對(duì)二甲苯和鄰二甲苯。因?yàn)閷?duì)照樣地未進(jìn)行任何氮處理，因此其BTEX通量情況基本反映了自然氮沉降下兩林地土壤BTEX的“源匯”動(dòng)態(tài)。PF土壤BTEX通量均為負(fù)值，而B(niǎo)F土壤BTEX通量則全為正值，說(shuō)明PF土壤是BTEX的“匯”，吸收BTEX，BF土壤釋放BTEX，是BTEX的弱“源”。

PF中，BTEX通量在-70.46～-7.72 pmol·m-2·s-1之間，其中乙苯吸收量(-51.52±10.94) pmol·m-2·s-1最大，約占所測(cè)BTEX吸收量的33.82%，間對(duì)二甲 苯 (-32.59±14.36) pmol·m-2·s-1和 鄰 二 甲 苯(-30.52±11.18) pmol·m-2·s-1次之，分別占21.39%和20.03%。相較之下，BF土壤BTEX通量顯著低于PF 土壤（P<0.05），其通量介于 0.93～10.82 pmol·m-2·s-1之間，排放量較高的為甲苯(7.11±0.12) pmol·m-2·s-1和乙苯(6.46±2.52) pmol·m-2·s-1，分別占總排放量的29.59%和22.25%。土壤VOCs來(lái)源主要有植物根系、土壤微生物和地表凋落物（Leff和Fierer，2008）。生物因子（如微生物群落組成、微生物生物量等）和非生物因子（如土壤溫度、土壤含水量等）均會(huì)影響土壤 VOCs的吸收與釋放。Asensio等（2007a，2007b）對(duì)西班牙刺葉櫟苗圃土壤VOCs通量進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)土壤溫度升高會(huì)促進(jìn)土壤VOCs排放，土壤含水量升高則增大土壤VOCs“匯”率；Ramirez等（2010）在美國(guó)卡爾霍恩實(shí)驗(yàn)林的結(jié)果表明，不同微生物釋放VOCs的種類和數(shù)量各異；Leff和 Fierer（2008）在美國(guó)不同生態(tài)系統(tǒng)（沙漠，溫帶森林，高山苔原）實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，土壤和凋落物種類不同，釋放的VOCs也不同。因此，PF和BF對(duì)照樣地土壤BTEX通量的差異可能是由于兩林地凋落物組成、土壤理化性質(zhì)和微生物群落差異導(dǎo)致。

2.2 外源施氮對(duì)森林土壤BTEX通量的影響

施氮處理對(duì)土壤BTEX通量影響較大，但影響效果隨林分不同而異（表1）。PF低氮處理抑制土壤對(duì)BTEX的吸收，中氮處理使土壤發(fā)生功能轉(zhuǎn)變，即土壤甲苯和二甲苯通量由“匯”變?yōu)椤霸础保≒<0.05）。其原因可能是 PF人為干擾嚴(yán)重（主要是凋落物層和林下層的收割），土壤含氮量較低，對(duì)氮仍有一定的需求空間（Mo等，1995，2003），只有當(dāng)?shù)獫舛冗_(dá)到較高水平時(shí)（中氮），才會(huì)對(duì)土壤BTEX通量產(chǎn)生明顯影響。BF中，3種水平氮沉降主要使土壤由BTEX“源”變?yōu)椤皡R”，且低氮和高氮沉降樣地土壤BTEX通量與對(duì)照樣地之間差異達(dá)到顯著性水平（P<0.05）。可能是由于BF保存完好，長(zhǎng)期氮沉降后土壤氮含量相對(duì)較高且達(dá)到飽和（Mo等，2003），低濃度外源氮就可能打破土壤平衡，影響微生物多樣性，從而使土壤源與匯功能發(fā)生轉(zhuǎn)變（Fu等，1995；葉萬(wàn)輝等，2008）。

表1 氮沉降對(duì)馬尾松林和闊葉林土壤苯系物通量的影響Table 1 Impact of nitrogen deposition on soil BTEX flux in PF and BF pmol·m-2·s-1

施氮后PF土壤甲苯與乙苯、間/對(duì)二甲苯、鄰二甲苯通量顯著相關(guān)，BF土壤苯與甲苯、間/對(duì)二甲苯、鄰二甲苯顯著相關(guān)（P<0.05）（表 2），說(shuō)明土壤BTEX吸收與釋放可能由相似途徑產(chǎn)生（如某一類微生物甚至是相同的功能基因控制），導(dǎo)致施氮后其響應(yīng)一致。已有研究表明，黃桿菌屬（Flavobacterium sp.）、假單孢桿菌屬（Pseudomonas sp.）和紅球菌屬（Rhodococcus sp.）可以吸收降解土壤中的 BTEX，將苯和甲苯完全礦化成 CO2和H2O（Jindrova等，2002；周啟星和王美娥，2009）。此外，研究發(fā)現(xiàn)真菌也可降解BTEX（Nikolova和Nenov，2005）。同時(shí)，BTEX也會(huì)對(duì)微生物群落結(jié)構(gòu)和功能產(chǎn)生影響（Fahy等，2005）。BTEX之間是否由相同功能基因所控制有待進(jìn)一步研究。

表2 馬尾松林和闊葉林施氮樣地土壤苯系物相關(guān)系數(shù)Table 2 Correlation coefficients between each BTEX in PF and BF floor with nitrogen treated

2.3 森林土壤BTEX通量日變化

對(duì)照樣地土壤 BTEX通量變化在-20.25～17.69 pmol·m-2·s-1之間（圖1A），盡管各化合物無(wú)明顯的日變化規(guī)律，但其峰值出現(xiàn)的時(shí)間基本一致，最大排放量出現(xiàn)在 7:00，最大吸收量出現(xiàn)在 19:00；高氮樣地BTEX通量在-107.83～8.82 pmol·m-2·s-1之間，與前述結(jié)果一致：施氮降低了土壤BTEX的釋放，或使土壤由源變?yōu)閰R。高氮樣地土壤最大排放也出現(xiàn)在7:00，最大吸收出現(xiàn)在午后（13:00），且此時(shí)BTEX吸收通量顯著高于其他時(shí)間點(diǎn)，夜間（19:00～4:00）BTEX通量變化波動(dòng)較緩（圖1B），可能是由于夜間溫度較低，酶活性降低導(dǎo)致土壤BTEX通量變化不明顯。土壤中VOCs主要源于微生物活動(dòng)，土壤BTEX的日變化特征可能與土壤微生物和酶活性有關(guān)，但還需要后續(xù)深入研究。

圖1 闊葉林對(duì)照樣地(A)和高氮樣地(B)土壤苯系物通量日變化Fig. 1 Diurnal variations of BTEX flux in BF floor without N (A) and with high-N (B) treated

2.4 BTEX通量與CO2通量及土壤溫濕度的關(guān)系

Wang和Wu（2008）認(rèn)為CO2水平是影響VOCs通量的一個(gè)重要因子。本文土壤CO2通量結(jié)果表明，自然氮沉降下，BF土壤CO2釋放速率(29.46±3.27) mg·m-2·h-1顯著高于 PF土壤(11.02±0.96)mg·m-2·h-1（P<0.05）。森林土壤釋放的CO2主要源于：植物根系的自養(yǎng)呼吸、土壤微生物和土壤動(dòng)物的異養(yǎng)呼吸以及有機(jī)質(zhì)的礦化分解，其中根系呼吸和微生物代謝是主要來(lái)源（Singh和Gupta，1977；Steudler等，1991）。根據(jù)鼎湖山多年的觀測(cè)資料（Brown等，1995；Mo等，2003，2007），處于演替頂級(jí)階段的BF，無(wú)論土壤微生物生物量、根系生物量、土壤有機(jī)碳含量以及凋落物分解速率，均高于PF；此外，BF內(nèi)氣候溫暖潮濕，更利于植物根系和微生物的代謝。因此BF土壤CO2通量高于PF。PF和BF土壤CO2釋放量對(duì)氮沉降的響應(yīng)基本一致，即所有氮處理樣地土壤CO2釋放量均高于對(duì)照樣地CO2釋放量（表3）。其中，低氮條件下PF土壤CO2釋放量顯著高于中氮和對(duì)照樣地（P<0.05）；BF中，施氮對(duì)土壤CO2釋放的促進(jìn)作用隨氮沉降升高而增強(qiáng)，且中氮和高氮處理樣地土壤CO2釋放量顯著高于對(duì)照和低氮處理樣地（P<0.05）。前文已經(jīng)提及，土壤CO2主要來(lái)源植物根系和土壤生物呼吸以及有機(jī)質(zhì)的分解，而有效氮水平的增加有利于增加細(xì)根生物量、刺激土壤微生物量和活性，加快有機(jī)質(zhì)的分解，從而促進(jìn)了土壤CO2釋放（Mo等，2007；Janssens等，2010）。

表3 氮沉降對(duì)馬尾松林和闊葉林土壤CO2通量的影響1）Table 3 Impact of nitrogen deposition on soil CO2flux in PF and BF mg·m-2·h-1

相關(guān)分析表明，BF對(duì)照樣地和高氮樣地，CO2通量與BTEX通量之間無(wú)顯著相關(guān)性，此與 Gray和 Fierer（2012）研究結(jié)果一致，而有報(bào)道指出土壤或凋落物釋放的VOCs與CO2濃度緊密相關(guān)（Leff和 Fierer，2008；Asensio等，2008）。這可能是由于土壤BTEX產(chǎn)生和吸收過(guò)程是同時(shí)發(fā)生的，兩者的加和可能使通量較小甚至為零，由此導(dǎo)致BTEX通量與CO2通量之間無(wú)明顯相關(guān)性。本研究也未發(fā)現(xiàn)土壤BTEX通量與土壤溫度呈顯著相關(guān)。此結(jié)果與Asensio等（2008）報(bào)道不一致，其研究結(jié)果表明土壤VOCs排放隨土壤溫度升高而增大。這可能是由于本研究中土壤溫度變化幅度較小（1 ℃以內(nèi)），使土壤溫度對(duì)BTEX通量的影響不明顯；土壤BTEX通量與大氣溫度之間也無(wú)顯著相關(guān)性，可能是采集氣樣時(shí)，土壤被靜態(tài)箱罩住導(dǎo)致BTEX通量受外界氣溫影響較弱。BF對(duì)照樣地土壤鄰二甲苯通量（圖2A）、高氮樣地土壤乙苯通量（圖2B）分別與土壤體積含水率呈線性相關(guān)，其相關(guān)方程分別為：y=31.57x-3.23（r=0.71，P<0.05）和y=632.69x-57.38（r=0.72，P<0.05），說(shuō)明鄰二甲苯和乙苯通量受土壤含水率的影響。

3 結(jié)論

施氮抑制了PF土壤對(duì)BTEX的吸收，且抑制效果隨施氮水平的升高而明顯，中氮甚至使PF土壤功能發(fā)生轉(zhuǎn)變，即由“匯”變?yōu)椤霸础?；低氮輸入使BF土壤發(fā)生功能轉(zhuǎn)變，即由“源”變?yōu)椤皡R”。不同林型間差異可能是由于BF保存完好，長(zhǎng)期氮沉降后土壤氮含量已達(dá)到飽和，低氮輸入便使土壤做出明顯響應(yīng)；PF由于人為擾動(dòng)，土壤氮含量有限，只有達(dá)到一定氮水平后土壤才會(huì)做出明顯響應(yīng)。森林土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)重要碳庫(kù)，而土壤VOCs通量在碳循環(huán)中占一定的比例（Gray和Fierer，2012），不斷加劇的全球氮沉降會(huì)對(duì)土壤VOCs源匯功能產(chǎn)生影響，進(jìn)而可能影響森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)。因此，在估算氮沉降對(duì)森林碳氮循環(huán)的影響時(shí)，需要將氮沉降作為環(huán)境因子，考慮不同林型VOCs通量對(duì)氮沉降的響應(yīng)。

圖2 土壤苯系物通量與土壤含水率的關(guān)系Fig. 2 The correlations between BTEX flux and soil water content

土壤BTEX通量無(wú)明顯日變化規(guī)律，說(shuō)明部分VOCs通量存在較大的時(shí)空變異性，這也為野外研究工作開(kāi)展增添難度。土壤部分BTEX通量受土壤含水率影響，與土壤溫度、大氣溫度或CO2濃度單獨(dú)不顯著相關(guān)。一方面可能是由于本研究采樣次數(shù)有限，無(wú)較大溫度波動(dòng)，另一方面可能存在其他影響B(tài)TEX通量的因子。土壤BTEX通量日變化和其影響因素不確定性較大，在未來(lái)研究中，還需通過(guò)探尋森林土壤VOCs與土壤微生物及土壤酶的相互關(guān)系，進(jìn)而深入了解氮沉降對(duì)森林土壤VOCs通量的影響機(jī)理。

ASENSIO D, PENUELAS J, FILELLA I, et al. 2007a. On-line screening of soil VOCs exchange responses to moisture, temperature and root presence [J]. Plant and Soil, 291(1/2): 249-261.

ASENSIO D, PENUELAS J, PRIETO P, et al. 2008. Interannual and seasonal changes in the soil exchange rates of monoterpenes and other VOCs in a Mediterranean shrubland [J]. European Journal of Soil Science, 59(5): 878-891.

ASENSIO D, PENUELAS J, OGAYA R, et al. 2007b. Seasonal soil VOC exchange rates in a Mediterranean holm oak forest and their responses to drought conditions [J]. Atmospheric Environment, 41(11): 2456-2466.

ATKINSON R. 2000. Atmospheric chemistry of VOCs and NOx [J]. Atmospheric environment, 34(12): 2063-2101.

BROWN S, LENART M, MO J, et al. 1995. Structure and organic matter dynamics of a human-impacted pine forest in a MAB reserve of subtropical China [J]. Biotropica: 276-289.

ESTEVE F, ARMENTA S, GARRIGUES S, et al. 2007. Headspace–mass spectrometry determination of benzene, toluene and the mixture of ethylbenzene and xylene isomers in soil samples using chemometrics [J]. Analytica chimica acta, 587(1): 89-96.

EZQUERRO O, ORTIZ G, PONS B, et al. 2004. Determination of benzene, toluene, ethylbenzene and xylenes in soils by multiple headspace solid-phase microextraction [J]. Journal of chromatography A, 1035(1): 17-22.

FAHY A, LETHBRIDGE G, EARLE R, et al. 2005. Effects of long-term benzene pollution on bacterial diversity and community structure in groundwater [J]. Environmental microbiology, 7(8): 1192-1199.

FU S, YI W, DING M. 1995. Mineralization of soil microbial C, N, P and K in different vegetation types at Dinghushan Biosphere Reserve [J]. Acta Phytoecologica Sinica, 19(3): 217-224.

GALLOWAY J N, DENTENER F J, CAPONE D G, et al. 2004. Nitrogen cycles: past, present, and future [J]. Biogeochemistry, 70(2): 153-226.

GRAY C M, FIERER N. 2012. Impacts of nitrogen fertilization on volatile organic compound emissions from decomposing plant litter [J]. Global Change Biology, 18(2): 739-748.

HEIDEN A, KOBEL K, KOMENDA M, et al. 1999. Toluene emissions from plants [J]. Geophysical Research Letters, 26(9): 1283-1286.

HOEGBERG P, FAN H, QUIST M, et al. 2006. Tree growth and soil acidification in response to 30 years of experimental nitrogen loading on boreal forest [J]. Global Change Biology, 12(3): 489-499.

HUANG W, ZHANG D, LI Y, et al. 2012. Responses of soil acid phosphomonoesterase activity to simulated nitrogen deposition in three forests of subtropical China [J]. Pedosphere, 22(5): 698-706.

JANSSENS I, DIELEMAN W, LUYSSAERT S, et al. 2010. Reduction of forest soil respiration in response to nitrogen deposition [J]. Nature Geoscience, 3(5): 315-322.

JINDROVA E, CHOCOVA M, DEMNEROVA K, et al. 2002. Bacterial aerobic degradation of benzene, toluene, ethylbenzene and xylene [J]. Folia microbiologica, 47(2): 83-93.

KESSELMEIER J, KUHN U, WOLF A, et al. 2000. Atmospheric volatile organic compounds (VOC) at a remote tropical forest site in central Amazonia [J]. Atmospheric Environment, 34(24): 4063-4072.

KLIMONT Z, COFALA J, XING J, et al. 2009. Projections of SO2, NOxand carbonaceous aerosols emissions in Asia [J]. Tellus B, 61(4): 602-617.

LEFF J W, FIERER N. 2008. Volatile organic compound (VOC) emissionsfrom soil and litter samples [J]. Soil Biology and Biochemistry, 40(7): 1629-1636.

MAGILL A H, ABER J D, CURRIE W S, et al. 2004. Ecosystem response to 15 years of chronic nitrogen additions at the Harvard Forest LTER, Massachusetts, USA [J]. Forest Ecology and Management, 196(1): 7-28.

MO J, BROWN S, LENART M, et al. 1995. Nutrient dynamics of a human-impacted pine forest in a MAB Reserve of subtropical China [J]. Biotropica: 290-304.

MO J, BROWN S, PENG S, et al. 2003. Nitrogen availability in disturbed, rehabilitated and mature forests of tropical China [J]. Forest Ecology and Management, 175(1): 573-583.

MO J, ZHANG W, ZHU W, et al. 2007. Response of soil respiration to simulated N deposition in a disturbed and a rehabilitated tropical forest in southern China [J]. Plant and soil, 296(1/2): 125-135.

NIKOLOVA N, NENOV V. 2005. BTEX degradation by fungi [J]. Water Science & Technology, 51(11): 87-93.

RAMIREZ K S, LAUBER C L and FIERER N. 2010. Microbial consumption and production of volatile organic compounds at the soil-litter interface [J]. Biogeochemistry, 99(1/3): 97-107.

SINGH J, GUPTA S. 1977. Plant decomposition and soil respiration in terrestrial ecosystems [J]. The Botanical Review, 43(4): 449-528.

STEUDLER P, MELILLO J, BOWDEN R., et al. 1991. The effects of natural and human disturbances on soil nitrogen dynamics and trace gas fluxes in a Puerto Rican wet forest [J]. Biotropica: 356-363.

VITOUSEK P M, ABER J D, HOWARTH R W, et al. 1997. Human alteration of the global nitrogen cycle: sources and consequences [J]. Ecological applications, 7(3): 737-750.

WANG X, WU T. 2008. Release of isoprene and monoterpenes during the aerobic decomposition of orange wastes from laboratory incubation experiments [J]. Environmental science & technology, 42(9): 3265-3270.

WHITE M, RUSSO R, ZHOU Y, et al. 2009. Are biogenic emissions a significant source of summertime atmospheric toluene in the rural Northeastern United States? [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 9(1): 81-92.

ZHANG W, MO J, YU G, et al. 2008. Emissions of nitrous oxide from three tropical forests in Southern China in response to simulated nitrogen deposition [J]. Plant and Soil, 306(1/2): 221-236.

蔡玉婷, 黃永芳, 張?zhí)? 等. 2013. 模擬氮沉降對(duì)木荷人工幼林地土壤氮素、碳素和微生物量垂直分布的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 22(5): 755-760.

方華, 莫江明. 2006. 氮沉降對(duì)森林凋落物分解的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 26(9): 3127-3136.

劉效東, 周?chē)?guó)逸, 陳修治, 等. 2014. 南亞熱帶森林演替過(guò)程中小氣候的改變及對(duì)氣候變化的響應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 34(10): 2755-2764.

魯炳聞, 韓春媚, 周友亞, 等. 2010. 土壤中苯系物的頂空氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用測(cè)定方法研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 29(4): 812-816.

葉萬(wàn)輝, 曹洪麟, 黃忠良, 等. 2008. 鼎湖山南亞熱帶常綠闊葉林 20公頃樣地群落特征研究[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 32(2): 274-286.

周啟星, 王美娥. 2009. BTEX在土壤中的環(huán)境行為研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 28(8): 1647-1654.

Responses of Soil BTEX Fluxes to Simulated Nitrogen Deposition in Two Dominated Forests of Dinghushan, China

ZHENG Lili, GUO Pingping, YI Zhigang*
College of Resources and Environment, Fujian Agriculture and Forestry University, Fuzhou 350002, China

BTEX are known as a type of volatile organic compounds (VOCs), which involve in atmospheric photochemical process and pose threats to human health and environment. Soil can act as both source and sink for BTEX. Increasing nitrogen deposition may influence soil ecological processes leading to changes in soil BTEX fluxes. Although nitrogen deposition has received much attention, the research on soil BTEX fluxes impacted by nitrogen deposition is still scarce. In this study, employing the static-chamber coupled with preconcentrator-GC-MS techniques, the responses of soil BTEX fluxes to simulated elevated nitrogen deposition were studied in two dominated forests, namely, pine forest (PF) and monsoon evergreen broadleaf forest (BF) in Dinghushan. The results showed that PF soil acted as sink for BTEX in the controlled sites, with the maximum uptake rate of (-51.52±10.94) pmol·m-2·s-1for ethyl benzene. BTEX uptake rates decreased with low nitrogen additions and the soil function changed from “sink” to “source” with medium nitrogen additions in PF. In BF, meanwhile, soil acted as source for BTEX in controlled sites, with the maximum emission rate of (7.11±0.12) pmol·m-2·s-1for toluene. BTEX emission rates decreased, or the soil changed the function from “source” to “sink” after the nitrogen additions in BF, with the significant difference in low and high nitrogen addition sites from those in controlled sites. In addition, significantly high correlation coefficients were observed between toluene and ethyl benzene, xylene in PF soil as well as between benzene and toluene, xylene in BF soil with nitrogen treated. On the basis of measurements every 3 h each day for controlled and high nitrogen addition sites in BF, no clear diurnal variations were found for BTEX fluxes. The highest emission rates appeared at 7:00 in both sites and the highest uptake rates appeared at 19:00 and 13:00 in the controlled site and high nitrogen addition site, respectively. Soil CO2emission rates (29.46±3.27) mg·m-2·h-1in BF were significantly higher than those in PF in controlled sites (11.02±0.96) mg·m-2·h-1, and the rates in all the nitrogen addition sites increased compared with those in the controlled sites in both forests. Soil BTEX fluxes showed no significant correlation with soil temperature, air temperature or CO2emission rates, but o-xylene and ethyl benzene fluxes showed significant correlation with soil water content.

nitrogen deposition; BTEX; VOCs; flux; pine forest; monsoon evergreen broadleaf forest

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.03.005

X171.1

A

1674-5906（2015）03-0396-06

鄭麗麗，郭萍萍，易志剛. 鼎湖山典型森林土壤苯系物通量對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2015, 24(3): 396-401.

ZHENG Lili, GUO Pingping, YI Zhigang. Responses of Soil BTEX Fluxes to Simulated Nitrogen Deposition in Two Dominated Forests of Dinghushan, China [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(3): 396-401.

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41473083；41173090）

鄭麗麗（1990年生），女，碩士研究生，研究方向?yàn)榄h(huán)境生態(tài)學(xué)；E-mail: kimberly_211@163.com *通訊作者：易志剛（1973年生），男，副教授，博士。E-mail: zgyi@fafu.edu.cn

2015-01-19