李玉田 龐軍柱 彭長輝 張碩新 侯琳 陳書軍 王效科 張紅星

(陜西秦嶺生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站)(中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心)(西北農(nóng)林科技大學(xué)，楊凌，712100)

?

秦嶺火地塘林區(qū)不同海拔森林土壤NO通量1)

李玉田 龐軍柱 彭長輝 張碩新 侯琳 陳書軍 王效科 張紅星

(陜西秦嶺生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站)(中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心)(西北農(nóng)林科技大學(xué)，楊凌，712100)

選取秦嶺火地塘林區(qū)不同海拔(1 560～2 160 m)的有代表性的5個森林樣地，從2014年10月到2015年10月對其土壤NO通量采用靜態(tài)箱—氮氧化物分析儀法進行1 a的監(jiān)測。結(jié)果表明，土壤NO排放主要集中在植物生長季(2015年5月—2015年9月)，但整個觀測期NO排放保持在較低水平。在非生長季(2014年10月—2015年4月)，大部分樣地的NO排放先減少后增加，而且監(jiān)測有NO吸收。不同海拔NO年排放總量分別為2 160 m紅樺林0.06 kg·ha-2·a-1，2 040 m青杄林0.08 kg·ha-2·a-1，1 963 m 華山松林0.02 kg·ha-2·a-1，1 585 m油松林0.11 kg·ha-2·a-1，1 560 m 銳齒櫟林0.19 kg·ha-2·a-1。除華山松外，NO年排放總量隨海拔的升高而減少。不同海拔5個樣地土壤NO通量均與地溫顯著相關(guān)(P<0.05)。華山松林土壤NO排放與土壤孔隙充水率呈負相關(guān)(P<0.05)。油松林土壤NO排放與土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)負相關(guān)(P<0.05)。除油松林外，各樣地的土壤孔隙充水率都低于60%，可以推斷，硝化反應(yīng)是本地區(qū)NO的重要生成源，但受到降雨和土壤有機質(zhì)等理化性質(zhì)的影響又伴隨有反硝化過程。

秦嶺；森林；土壤；一氧化氮通量

熱帶和溫帶森林土壤被認為是重要的NO排放源[8-12]。然而，當(dāng)前對土壤NO通量的研究大多集中在歐洲或美洲[11，13-18]，有關(guān)亞洲的報道很少[12，19]。Luo等[20]指出，為了更好地理解溫帶森林土壤NO排放過程和季節(jié)變化，需要更多監(jiān)測周期較長(≥1 a)和采樣頻率較高的研究。Pilegaard[6]指出，為了加深對景觀尺度NO通量的理解，很有必要考慮地形條件對土壤環(huán)境因子的調(diào)控以及進一步對NO排放和吸收的影響。

地形因素可以通過影響土壤的微氣候、土壤的理化性質(zhì)、植被的生長以及地下碳輸入等途徑影響土壤微生物的生長及生物量[21-22]，即使很小的地形變化也會造成短距離內(nèi)土壤條件的劇烈變化[23]。環(huán)境隨著海拔變化而變化，海拔是影響光、熱、水、氣的因子之一，其直接作用于生境的氣候生態(tài)學(xué)特征，并通過對氣候環(huán)境的改變使土壤發(fā)生物理、化學(xué)和生物方面的變化，進一步影響植物群落結(jié)構(gòu)和類型的演化。一定的海拔高度就有一定的均溫、活動積溫和降水量，地形的垂直變化，會顯著地影響土壤水熱條件[24]。另外，不同林分下地表植被和地表枯落物不同，導(dǎo)致土壤養(yǎng)分的歸還量也不同，影響硝化作用和反硝化作用，從而影響土壤NO排放。

陜西秦嶺森林生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站所在的秦嶺南坡中段植被垂直分布帶明顯、完整，類型多樣。由低海拔向高海拔依次為落葉闊葉林帶、針闊葉混交林帶、樺木林帶和云冷杉林帶等植被帶，給我們提供了一個研究海拔梯度對NO通量調(diào)控的理想場所。本文的目的是確定不同海拔森林土壤NO通量在季節(jié)上的變化以及與土壤環(huán)境因子的關(guān)系，研究結(jié)果可為構(gòu)建我國不同陸地生態(tài)系統(tǒng)NO通量數(shù)據(jù)庫提供秦嶺地區(qū)更加準確的參數(shù)。

1 研究區(qū)概況

秦嶺火地塘林區(qū)位于秦嶺南坡中段(33°18′～33°28′N,108°21′～108°39′E),地處陜西省寧陜縣境內(nèi)，其北部與秦嶺主梁之一的平河梁相接，南部與寧陜縣縣城相接，并有210國道和長安河貫穿其中部。林區(qū)海拔800～2 500 m,年平均氣溫9 ℃，年降水量900～1 200 mm，年蒸發(fā)量800～950 mm，年日照時間1 100～1 300 h，無霜期170 d，處于我國北亞熱帶和暖溫帶的過渡地帶。土壤主要有山地棕壤、暗棕壤和山地草甸土。森林覆蓋率91.8%，森林植被屬溫帶針闊混交林和寒溫性針葉林，森林垂直分布比較明顯，樹種繁多，達450余種。主要成林樹種有：銳齒櫟(Quercusalienavar.acuteserrata)、山楊(Pobulusdavidiana)、紅樺(Betulaalbo-sinensis)、油松(Pinustabulaeformis)、華山松(Pinusarmandii)、青杄(Piceawilsonii)、云杉(Piceaasperate)、冷杉(Abieschensiensis)等。

樣地特征：在陜西秦嶺森林生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站1 560 m的銳齒櫟林，1 585 m的油松林，1 963 m的華山松林，2 040 m的青杄林，2 160 m的紅樺林五個長期觀測采樣地開展不同海拔高度森林土壤NO通量監(jiān)測，在每個樣地分別設(shè)置4個固定采樣點，埋入不銹鋼底座。不同海拔森林土壤的基礎(chǔ)理化性質(zhì)見表1。

表1 不同海拔樣地土壤的主要理化性質(zhì)

海拔高度/m不同土層深度pH值0～10cm>10～20cm不同土層深度鹽基飽和度/%0～10cm>10～20cm不同土層深度陽離子交換量/mmol·kg-10～10cm>10～20cm15605.75±0.175.78±0.0890.5±3.0286.6±6.45141.90±65.41110.89±12.7215856.29±0.236.1±0.0695.2±089.6±2.59279.80±33.09110.82±0.7219636.51±0.056.21±0.2182.9±075.2±11.8198.16±45.1760.34±0.0420407.05±0.107.27±0.0886.0±2.9783.4±3.80245.45±0.89190.56±2.2421606.09±0.076.66±0.0387.2±6.4971.3±7.75110.59±0.7292.26±0.40

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準誤差。海拔1 560 m時，土壤類型為壤土；海拔在1 585 m時土壤類型為粉砂壤土；海拔在1 963 m時土壤類型為粉砂壤土；海拔在2 040 m時土壤類型為壤土(0～10 cm)，粉砂壤土(>10～20 cm)；海拔在2 160 m時土壤類型為粉砂壤土。

2 研究方法

從2014年10月至2015年10月對秦嶺火地塘林區(qū)5個不同海拔森林土壤NO排放進行了一整年的監(jiān)測。NO氣體采集利用靜態(tài)箱法,在各個不同海拔樣地分別設(shè)置4個底座，采樣頻率大概為生長季(2015年5—9月)每月2次，非生長季(2014年10月—2015年4月)每月1次。采樣時間多選擇在上午08:00—11:00，夏季為07:00—10:00。采樣箱用2 mm厚不銹鋼板壓制成，外覆絕熱材料，底面積50 cm×50 cm，箱體高35 cm。觀測時將采樣箱放到已插入地下5 cm深處的不銹鋼底座外緣四周的凹槽中，并用水密封。在采樣箱箱口高度的樹枝上掛有溫度計，分別讀取采樣開始前和采樣完成后的氣溫。采樣開始前，在采樣箱箱口高度采集氣樣作為第一個樣品作為箱內(nèi)初始濃度，采樣箱箱蓋裝有用于采氣用的膠皮管和采氣三通閥以及氣壓平衡管(內(nèi)徑為4 mm，長度為4 cm)[25]，采樣時將平衡管打開，其余罩箱時間關(guān)閉平衡管，分別抽取蓋箱后30 min時的氣體樣品，每一次采樣都用手持式采氣泵抽取采樣箱內(nèi)氣體置于5 L密封氣袋中，采樣持續(xù)時間1.5 min，然后運回實驗室在2 h內(nèi)完成分析。準確記錄每次罩箱時間和每次從箱內(nèi)取樣的時間。在實驗室用化學(xué)發(fā)光氮氧化物分析儀(ML 9841 B Nitrogen Oxides Analyzer)測定氣袋內(nèi)樣品NO濃度。

圖1 秦嶺火地塘林區(qū)林場降雨和日氣溫

NO的通量用公式(1)計算：

(1)

式中，F(xiàn)為單位時間、單位面積的NO通量(104μg·m-2·h-1)，dc/dt為單位時間內(nèi)采樣箱內(nèi)NO濃度的變化(10-3μL·L-1·h-1)，H為采樣箱高度(m)，M為NO的摩爾質(zhì)量(g·mol-1)，P為大氣壓(MPa)，R為氣體常數(shù)(cm3·MPa·K-1·mol-1)，T為通量箱內(nèi)氣溫(K)。

NO的年通量是將所有每兩個相鄰采樣日期之間的NO通量加起來，每兩個相鄰采樣日期之間的NO通量Xn用公式(2)計算：

(2)

式中，fn表示特定時間段的最后一天的NO通量，fn-1表示特定時間段的初始一天的NO通量，Dn是特定時間段的最后一天，Dn-1是特定時間段的初始一天[27]。

利用Excel進行數(shù)據(jù)處理，以每個海拔梯度4個點各指標(biāo)的平均值表示該海拔梯度的土壤理化性質(zhì)和NO通量。采用Origin Pro 2015進行作圖，并使用SPSS 21.0對觀測數(shù)據(jù)進行相關(guān)分析和逐步線性回歸分析，顯著水平設(shè)定為α=0.05。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同海拔環(huán)境和土壤因素的變化

不同海拔5個樣地0～10 cm地溫的季節(jié)變化規(guī)律明顯(圖2)，且季節(jié)變化規(guī)律基本一致，表現(xiàn)為雨熱同季特征。隨著海拔的升高，地溫基本呈逐漸下降的趨勢，銳齒櫟(1 560 m)、油松(1 585 m)、華山松(1 963 m)、青杄(2 040 m)、紅樺(2 160 m)5個樣地的年平均地溫分別為9.5、9.3、7.9、5.4、6.3 ℃。紅樺林、華山松林和銳齒櫟林的最高地溫出現(xiàn)在2015年7月25日，分別為13.8、15.1、17.0 ℃，青杄林和油松林的最高地溫出現(xiàn)在2015年6月27日，分別為12.9、16.6 ℃。5個樣地的最低地溫均出現(xiàn)在2015年2月8日，由低海拔到高海拔依次為1.8、0.7、0.2、-1.5、-1.5 ℃。

圖2 地溫(10 cm)的變化

不同海拔表層土壤(0～20 cm)土壤孔隙充水率變化規(guī)律基本一致，在非生長季波動較大，在生長季波動較小(圖3a)。紅樺、青杄和華山松林的最大土壤孔隙充水率均出現(xiàn)在2014年12月24日，分別為55.54%、115.59%、101.10%，油松林的最大土壤孔隙充水率為94.99%，銳齒櫟林的最大土壤孔隙充水率為58.10%。最低的土壤孔隙充水率出現(xiàn)在2015年2月8日紅樺林土壤中，土壤孔隙充水率值不到20%。5個樣地由低海拔到高海拔，土壤孔隙充水率年平均值分別為銳齒櫟林46.94%、油松林74.07%、華山松林55.63%、青杄林46.94%、紅樺林35.60%。

圖3 土壤孔隙充水率變化

不同海拔20～40 cm土壤層土壤孔隙充水率季節(jié)變化不明顯，表現(xiàn)為非生長季波動較大，生長季波動較小(圖3b)。青杄和銳齒櫟林的最大土壤孔隙充水率均出現(xiàn)在2015年4月1日，分別為63.20%、62.47%。油松林最大土壤孔隙充水率出現(xiàn)在2014年12月24日，達到56.64%。紅樺林最大土壤孔隙充水率出現(xiàn)在2015年3月16日，為58.03%。最低土壤孔隙充水率也出現(xiàn)在2015年2月8日紅樺林土壤中，土壤孔隙充水率值不到20%。5個樣地由低海拔到高海拔，土壤孔隙充水率年平均值分別為銳齒櫟林38.03%、油松林44.55%、華山松林46.74%、青杄林48.32%、紅樺林40.92%。

不同海拔森林土壤0～20 cm硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的質(zhì)量分數(shù)隨季節(jié)的變化有所不同(圖4)。5個樣地中硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)的年平均值由高海拔到低海拔分別為紅樺20.12 μg·g-1、青杄24.18 μg·g-1、華山松12.08 μg·g-1、油松18.06 μg·g-1、銳齒櫟4.85 μg·g-1。同時，由高海拔到低海拔銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)依次為14.19、14.0、17.32、16.52、13.74 μg·g-1。從圖4中可以看出，在植物生長季土壤中硝態(tài)氮的質(zhì)量分數(shù)會增加且數(shù)值波動較大，而銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)比較低，基本處于平穩(wěn)狀態(tài)。在非生長季銨態(tài)氮的質(zhì)量分數(shù)比較大且波動明顯，而硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)則比較低。

圖4 表層土壤(0～20 cm)硝態(tài)氮、銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)

3.2 不同海拔NO通量動態(tài)

不同海拔森林土壤NO排放在時間和空間上的變化都很大(圖5)。整個觀測期NO排放均保持在較低水平，在植物生長季，土壤NO排放速率基本呈“W”形變化，受到降雨的影響，排放峰多出現(xiàn)在降雨后，紅樺、青杄和銳齒櫟林均在2015年8月26日達到最大值，分別為6.23、7.46、13.95 μg·m-2·h-1。而華山松和油松林分別于2015年5月23日和2015年3月10日達到生長季最大值，分別為5.49、9.04 μg·m-2·h-1。在非生長季，大部分樣地的NO排放先減少后增加，而且監(jiān)測有NO吸收。各樣地土壤NO吸收最大值和出現(xiàn)日期分別為紅樺林2015年1月22日-4.80 μg·m-2·h-1、青杄林2014年11月3日-6.71 μg·m-2·h-1、華山松林2015年2月8日-5.61 μg·m-2·h-1、油松林2014年10月20日-4.28 μg·m-2·h-1、銳齒櫟林2015年3月10日-6.81 μg·m-2·h-1。不同海拔土壤NO排放通量有所不同，5個樣地的年平均值分別為紅樺林1.27 μg·m-2·h-1、青杄林0.97 μg·m-2·h-1、華山松林0.87 μg·m-2·h-1、油松林1.21 μg·m-2·h-1、銳齒櫟林2.30 μg·m-2·h-1。

圖5 不同海拔森林土壤NO通量的季節(jié)排放動態(tài)

3.3 不同海拔NO通量的影響因素

不同海拔5個樣地土壤NO通量均與地溫顯著相關(guān)(P<0.05)，華山松林土壤NO排放與土壤孔隙充水率負相關(guān)(P<0.05)，油松林土壤NO排放與土壤銨態(tài)氮含量負相關(guān)(P<0.05，表2)。逐步線性回歸結(jié)果(表3)同樣可以表明，溫度顯著影響著不同海拔森林土壤NO排放通量。從整個海拔梯度來看，土壤NO排放隨著地溫呈指數(shù)增長(圖6)，相對較大的NO排放出現(xiàn)在40%～45%土壤孔隙充水率(圖7)。

表2 不同海拔樣地NO通量與環(huán)境和土壤因子的相關(guān)關(guān)系

注：*代表相關(guān)性達到0.05的顯著水平，** 代表相關(guān)性達到0.01的顯著水平。

表3 不同海拔樣地NO通量與環(huán)境和土壤因子逐步線性回歸分析

樣地線性回歸方程R2P紅樺F=-5.19+0.583*T0.1840.030青杄F=-0.383+0.361*T0.1740.034華山松F=4.129+0.354*T-0.065*SW0.3870.002油松F=1.038+0.372*T-0.113*[NH+4]0.4170.003銳齒櫟F=-2.709+0.525*T0.2220.018

圖6 土壤NO排放與地溫之間的相互關(guān)系

圖7 土壤NO排放與WFPS(20～40 cm)之間的相互關(guān)系

4 討論

除華山松外，NO年排放總量隨海拔的升高而減少，最大排放量在海拔1 560 m，為0.19 kg·ha-2·a-1；最小排放量在海拔2 160 m，為0.06 kg·ha-2·a-1。從海拔1 560 m到2 040 m，土壤有機質(zhì)和黏粒含量隨著海拔的升高而增加，因此高海拔土壤持水率較高。本研究中，NO排放主要集中在植物生長季，而生長季降雨較多，高海拔土壤土壤孔隙充水率一直保持在較高水平，導(dǎo)致土壤中所產(chǎn)生的NO難于擴散到大氣中[28]，而在缺氧條件下產(chǎn)生的NO被反硝化細菌消耗的量較高[29]，因此高海拔NO排放低。海拔1 963 m華山松林土壤NO年排放量最低，可能是由于大小蠹的爆發(fā)導(dǎo)致華山松葉片損失、生長延緩，影響華山松林木營養(yǎng)和水分的運輸，并且也導(dǎo)致枯落物的分解處于低至中等水平[30]，從而影響其碳氮循環(huán)[31]，最終影響土壤NO排放。

Ludwig et al[32]指出，在基質(zhì)和水分等其他條件不受限制時，NO排放隨著溫度的升高而增加，因為對于生物過程來說，在一定范圍內(nèi)酶活性隨溫度升高而增加。本研究中我們得出土壤NO排放隨地溫呈指數(shù)增長(圖6)，這與Pilegaard et al[11]、Van Dijk和Meixner[33]、Schindlbacher et al[34]的研究結(jié)果相一致。土壤孔隙充水率可以從多個途徑影響NO的排放，例如，可以通過調(diào)節(jié)硝化細菌和反硝化細菌的活性，從而決定是硝化反應(yīng)還是反硝化反應(yīng)占主導(dǎo)地位；顯著影響基質(zhì)的產(chǎn)生以及基質(zhì)和產(chǎn)物在土壤中的遷移；顯著影響NO在土壤中的產(chǎn)生和消耗過程[35]。Ludwig et al[32]得出最有利于土壤NO排放的土壤孔隙充水率為20%左右，Pilegaard et al[11]和Wu et al[17]也指出最大的NO排放通量出現(xiàn)在中等偏低的土壤孔隙充水率條件下。在我們的研究中，相對較大的NO排放出現(xiàn)在40%～45%土壤孔隙充水率(圖7)，這與Li et al[19]、Gasche和Papen[36]的結(jié)果相一致。但是，Schindlbacher et al[34]通過對歐洲不同森林的研究發(fā)現(xiàn)，不同的土壤最適土壤孔隙充水率不同，變化范圍15%～65%，這可能是由不同的土壤質(zhì)地、容重或微生物群落等引起的。

土壤NO的排放或吸收是多種微生物以及化學(xué)反應(yīng)綜合作用的結(jié)果，不同環(huán)境條件下有不同的反應(yīng)過程[6-7]。Medinets et al[7]指出，以下三個過程可能會導(dǎo)致土壤NO吸收：(1)反硝化作用。此反應(yīng)在厭氧條件下作用更大，同時土壤有機碳含量和硝態(tài)氮含量比較高時也會促進此反應(yīng)的進行；(2)異養(yǎng)硝化菌的反硝化作用。此反應(yīng)多發(fā)生于酸性針葉林中，土壤中有機質(zhì)含量和土壤C/N較高；(3)DNRA(異化的硝酸根還原為銨根)過程。此反應(yīng)多發(fā)生在厭氧，土壤黏粒含量高的土壤中，同時土壤中的有機質(zhì)含量高。一般來說，土壤的黏粒含量越高，土壤的肥力越強，但土壤的透水性和透氣性卻越差[37]。本研究中，各樣地均監(jiān)測有NO吸收尤其是在非生長季。紅樺林土壤NO吸收最大值為-4.80 μg·m-2·h-1，2015年1月22日其表層土壤(0～20 cm)土壤孔隙充水率為43.33%，土壤黏粒含量為8.4%，同時土壤有機碳含量為43.04 g·kg-1，硝態(tài)氮和銨態(tài)氮的含量較低，所以該NO吸收可能是由“DNRA”過程引發(fā)的。青杄林土壤NO吸收最大值為-6.71 μg·m-2·h-1，發(fā)現(xiàn)出現(xiàn)該最大值的2014年11月3日其表層土壤(0～20 cm)土壤孔隙充水率為47.19%，硝態(tài)氮含量為26.41 μg·g-1，土壤有機碳含量高達94.04 g·kg-1，有利于反硝化作用。華山松林土壤NO吸收最大值發(fā)生在2015年2月8日，其表層土壤(0～20 cm)土壤孔隙充水率為72.13%，而且土壤的凍結(jié)使得土壤團聚體分裂，為反硝化作用提供了可利用的碳源[38]。同時表層土壤pH為6.51，C/N高達22.44，促進了異養(yǎng)硝化菌的反硝化作用。油松林表層土壤pH為6.29，有機碳含量為54.47 g·kg-1，C/N為15.61，發(fā)生異養(yǎng)硝化菌的反硝化作用的同時可能伴隨有“DNRA”過程。同樣，2015年3月10日銳齒櫟林表層土壤的土壤孔隙充水率較高，土壤C/N為21.71，而且凍融交替期土壤的凍結(jié)使得土壤團聚體分裂，為反硝化作用提供了可利用的碳源[38]。

在一些溫帶地區(qū)，森林土壤NO排放比較低，Kitzler et al[39]認為，這可能與當(dāng)?shù)卮髿獾两岛屯寥纏H有關(guān)?；鸬靥亮謪^(qū)受到人為干擾比較少，而且只有一條公路穿過，車流量小，大氣氮沉降低。Ormeci et al[40]研究了pH值在4.3～8.4范圍內(nèi)NO排放變化特征(20 ℃，43%土壤孔隙充水率)，發(fā)現(xiàn)pH<5時，NO排放最高，而pH介于5～8之間時，NO排放極低，當(dāng)pH>8時，NO排放稍有增加。本研究中土壤pH介于5.75～7.27之間，是該地區(qū)土壤NO排放低的重要原因之一。另外，在植物非生長季，土壤溫度很低，抑制了土壤微生物的活性，并且可能伴隨有反硝化作用、異養(yǎng)硝化細菌反硝化作用以及“DNRA”過程等，故土壤凈NO排放很低甚至出現(xiàn)NO吸收。雖然土壤NO排放主要集中在植物生長季，但在植物生長季，土壤銨態(tài)氮含量較低，不利于硝化反應(yīng)，而且高海拔地區(qū)土壤孔隙充水率一直保持在較高水平，所以整個監(jiān)測期NO排放較低。

5 結(jié)論

土壤排放NO是微生物活動以及化學(xué)反應(yīng)綜合作用的結(jié)果，且NO排放具有較大的時空變異性。本地區(qū)土壤NO通量保持在較低水平，土壤NO排放主要集中在植物生長季，在非生長季出現(xiàn)大量的NO吸收。不同海拔森林土壤NO年排放總量分別為2 160 m紅樺林0.06 kg·ha-2·a-1，2 040 m青杄林0.08 kg·ha-2·a-1，1 963 m華山松林0.02 kg·ha-2·a-1，1 585 m油松林kg·ha-2·a-1，1 560 m銳齒櫟林0.19 kg·ha-2·a-1。

NO通量受到地溫、土壤含水量以及土壤有效氮的影響。不同海拔森林土壤NO通量均與地溫顯著相關(guān)(P<0.05)。華山松林土壤NO通量與土壤孔隙充水率負相關(guān)(P<0.05)。油松林土壤NO通量與銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)負相關(guān)(P<0.05)。

[1] BRADLEY M J, JONES B M. Reducing global NOxemissions: Developing advanced energy and transportation technologies[J]. AMBIO,2002,31(2):141-149.

[2] KHAN S, CLOUGH T J, GOH K M， et al. Influence of soil pH on NOxand N2O emissions from bovine urine applied to soil columns[J]. New Zealand Journal of Agricultural Research,2011,54(4):285-301.

[3] VITOUSEK P M, MOONEY H A, LUBCHENCO J， et al. Human domination of earth’s ecosystems[J]. Science,1997,277:494-499.

[4] CONRAD R, SMITH K A. Soil microbial processes and the cycling of atmospheric trace gases[J]. Philosophical Transactions: Physical Sciences and Engineering,1995,351:219-230.

[5] WILLIAMS E J, HUTCHINSON G L, FEHSENFELD F C. NOxand N2O emissions from soil[J]. Global Biogeochemical Cycles,1992,6(4):351-388.

[6] PILEGAARD K. Processes regulating nitric oxide emissions from soils[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences,2013,368:1-8.

[7] MEDINETS S, SKIBA U, RENNENBERG H， et al. A review of soil NO transformation: Associated processes and possible physiological significance on organisms[J]. Soil Biology and Biochemistry,2015,80(80):92-117.

[8] VERCHOT L V, DAVIDSON E A, CATTNIO H, et al. Land use change and biogeochemical controls of nitrogen oxide emissions from soils in eastern Amazonia[J]. Global Biogeochemical Cycles,1999,13(1):31-46.

[9] DAVIDSON E A, KELLER M, ERICKSON H E, et al. Testing a Conceptual Model of Soil Emissions of Nitrous and Nitric Oxides[J]. Bioscience,2000,50(8):667-680.

[10] ROSENKRANZ P, BRüGGEMANN N, PAPEN H, et al. N2O, NO and CH4exchange and microbial N turnover over a Mediterranean pine forest soil[J]. Biogeosciences,2006,3(2):121-133.

[11] PILEGAARD K, SKIBA U, AMBUS P, et al. Factors controlling regional differences in forest soil emission of nitrogen oxides (NO and N2O)[J]. Biogeosciences,2006,3(4):651-661.

[12] PURBOPUSPITO J, VELDKAMP E, BRUMME R, et al. Trace gas fluxes and nitrogen cycling along an elevation sequence of tropical montane forests in Central Sulawesi, Indonesia[J]. Global Biogeochemical Cycles,2006,20(3):1-11.

[13] DAVIDSON E A, KINGERLEE W. A global inventory of nitric oxide emissions from soils[J]. Nutrient Cycling in Agroecosystems,1997,48(1):37-50.

[14] VENTEREA R T, GROFFMAN P M, VERCHOT L V, et al. Nitrogen oxide gas emissions from temperate forest soils receiving long-term nitrogen inputs[J]. Global Change Biology,2003,9(3):346-357.

[15] GOLDBERG S D, GEBAURE G. N2O and NO fluxes between a Norway spruce forest soil and atmosphere as affected by prolonged summer drought[J]. Soil Biology and Biochemistry,2009,41(9):1986-1995.

[16] BARGSTEN A, FALGE E, PRITSCH K, et al. Laboratory measurements of nitric oxide release from forest soil with a thick organic layer under different understory types[J]. Biogeosciences,2010,7(5):1425-1441.

[17] WU X, BRUGGEMANN N, GASCHE R, et al. Environmental controls over soil-atmosphere exchange of N2O, NO and CO2in a temperate Norway spruce forest[J]. Global Biogeochemical Cycles,2010,24:1-16.

[18] ERICKSON H E, PERAKIS S S. Soil fluxes of methane, nitrous oxide, and nitric oxide from aggrading forests in coastal Oregon[J]. Soil Biology and Biochemistry,2014,76(1) :268-277.

[19] LI D J, WANG X M, MO J M, et al. Soil nitric oxide emissions from two subtropical humid forests in south China[J]. Journal of Geophysical Research,2007,112(D23):209-232.

[20] LUO G J, BRüGGEMANN N, WOLF B, et al. Decadal variability of soil CO2, NO, N2O and CH4fluxes at the H?glwald Forest, Germany[J]. Biogeosciences,2012,9(11):1741-1763.

[21] BURKE I C, LAUENROTH W K, RIGGLE R, et al. Spatial variability of soil properties in the short grass steppe: the relative importance of topography, grazing, microsite, and plant species in controlling spatial patterns[J]. Ecosystems,1999,2(5):422-438.

[22] GROFFMAN P M, ZAK D R, CHRISTENSEN S, et al. Early spring nitrogen dynamics in a temperate Forest landscape[J]. Ecology,1993,74(5):1579-1585.

[23] ZAK D R, HAIRSTON A, GRIGAL D F. Topographic influences on nitrogen cycling within an upland Pin Oak Ecosystem[J]. Forest Science,1991,37(1):45-53.

[24] 李鵬,李占斌,鄭郁.不同海拔對干熱河谷地區(qū)土壤理化性質(zhì)及可蝕性的影響[J].水土保持通報,2011,31(4):103-107.

[25] HUTCHINSON G L, MOSIER A E. Improved method for field measurement of nitrous oxide fluxes[J]. Soil Science Society of America Journal,1981,45(2):311-316.

[26] MERINO A, BATALLN P, MACAS F. Responses of soil organic matter and greenhouse gas fluxes to soil management and land use changes in a humid temperate region of southern Europe[J]. Soil Biology and Biochemistry,2004,36(6):917-925.

[27] DU R, LU D R, WANG G C. Diurnal, seasonal and inter-annual variation of N2O fluxes from native semi-arid grassland soils of inner Mongolia[J]. Soil Biology and Biochemistry,2006,38(12):3474-3482.

[28] VAN DIJK S M, GUT A, KIRKMAN G A, et al. Biogenic NO emissions from forest and pasture soils: Relating laboratory studies to field measurements[J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres,2002,107(D20):251-269.

[29] YE R W, AVERILL B A, TIEDJE J M. Denitrification: production and consumption of nitric oxide[J]. Applied and Environmental Microbiology,1994,60(4):1053.

[30] CUNNINGHAM S A, PULLEN K R, COLLOFF M J. Whole-tree sap flow is substantially diminished by leaf herbivory[J]. Oecologia,2009,158(4):633-640.

[31] COBB T P, HANNAM K D, KISHCHUK B E, et al. Wood-feeding beetles and soil nutrient cycling in burned forests: implications of post-fire salvage logging[J]. Agricultural and Forest Entomology,2010,12(1):9-18.

[32] LUDWIG J, MEIXNER F X, VOGEL B, et al. Soil-air exchange of nitric oxide: An overview of processes, environmental factors, and modeling studies[J]. Biogeochemistry,2001,52(3):225 -257.

[33] VAN DIJK S M, MEIXNER F X. Production and consumption of NO in forest and pasture soils from the Amazon basin[J]. Water Air and Soil Pollution,2001,1(5):119-130.

[34] SCHINDLBACHER A, ZECHMEISTER-BOLTENSTERN S, BUTTERBACH-BAHL K. Effects of soil moisture and temperature on NO, NO2and N2O emissions from European forest soils[J]. Journal of Geophysical Research,2004,109(D17):1-12.

[35] DAVIDSON E A. Soil water content and the ratio of nitrous oxide to nitric oxide emitted from soil//Oremland RS. Biogeochemistry of Global Change: Radiatively Active Trace Gases[M]. London: Chapman and Hall,1993:369-386.

[36] GASCHE R, PAPEN H. A 3-year continuous record of nitrogen trace gas fluxes from untreated and limed soil of a N-saturated spruce and beech forest ecosystem in Germany: 2.NO and NO2fluxes[J]. Journal of Geophysical Research,1999,104(D15):18505-18520.

[37] 孫向陽.土壤學(xué)[M].北京：中國林業(yè)出版社,2005.

[38] GROFFMAN P M, HARDY J P, DRISCOLL C T, et al. Snow depth, soil freezing, and fluxes of carbon dioxide, nitrous oxide and methane in a northern hardwood forest[J]. Global Change Biology,2006,12(9):1748-1760.

[39] KITZLER B, ZECHMEISTER-BOLTENSTERN S, HOLTERMANN C, et al. Controls over N2O, NOxand CO2fluxes in a calcareous mountain forest soil[J]. Biogeosciences,2006,3(4):383-395.

[40] ORMECI B, SANIN S L, PEIRCE J J. Laboratory study of NO flux from agriculture soil: effects of soil moisture, pH, and temperature[J]. Journal of Geophysical Research,1999,104(D1):1621-1629.

NO Flux in Forest Soil at Different Elevation of Huoditang Area in the Qinling Mountains//

Li Yutian, Pang Junzhu, Peng Changhui, Zhang Shuoxin(Northwest A&F University, Yangling 712100, P. R. China); Hou Lin, Chen Shujun(State Key Field Observation and Research Station of Qingling Ecosystem); Wang Xiaoke, Zhang Hongxing(Research Center for Eco-environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences)//

Journal of Northeast Forestry University，2017,45(2)：42-49，56.

Qinling Mountains; Forests; Soil; NO flux

1)國家自然科學(xué)基金項目(41101182)；國家級創(chuàng)新項目；西北農(nóng)林科技大學(xué)基本科研業(yè)務(wù)費(Z109021106)；西北農(nóng)林科技大學(xué)博士科研啟動基金項目(Z109021102)。

李玉田，男，1991年4月生，西北農(nóng)林科技大學(xué)林學(xué)院，碩士研究生。E-mail：65737568@qq.com。

龐軍柱，西北農(nóng)林科技大學(xué)林學(xué)院，講師。E-mail：pangjunzhu@126.com。

2016年11月4日。

S718.5

責(zé)任編輯：潘 華。