馬 芬， 馬紅亮*， 邱 泓， 高 人， 尹云鋒， 彭園珍

1.福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院， 福建 福州 350007 2.福建師范大學(xué)， 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地， 福建 福州 350007

飽和持水量條件下不同氮添加對森林土壤氮素凈轉(zhuǎn)化的影響

馬 芬1，2， 馬紅亮1，2*， 邱 泓1，2， 高 人1，2， 尹云鋒1，2， 彭園珍1，2

1.福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院， 福建 福州 350007 2.福建師范大學(xué)， 濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地， 福建 福州 350007

為了研究在飽和持水量條件下不同氮沉降形態(tài)和水平對森林土壤氮素凈轉(zhuǎn)化及土壤N2O排放的影響，選取中亞熱帶地帶性森林紅壤為研究對象，采用室內(nèi)模擬試驗方法，設(shè)置110%飽和持水量(WHC)的土壤水分，添加不同形態(tài)氮〔(NH4)2SO4、NaNO3、NH4NO3〕和不同含量〔0 mgkg(CK)、20.0 mgkg(LN)、66.7 mgkg(HN)，以干土計〕的氮素，進行為期14 d的室內(nèi)培養(yǎng)(20 ℃).結(jié)果表明，與CK相比，(NH4)2SO4和NaNO3處理對土壤凈氮礦化和氨化的影響不大，而(NH4)2SO4處理的凈硝化量在高氮水平下為負(fù)值，說明硝化很弱，但該處理的凈氨化量高于其他處理，特別是NaNO3處理的凈氨化量較高，認(rèn)為很可能存在NO3--N異化還原為銨(DNRA).NaNO3處理能顯著提高土壤凈硝化量而顯著降低w(SON)(SON為土壤可溶性有機氮)，NH4NO3處理同時降低了土壤w(NH4+-N)和w(NO3--N)，表現(xiàn)為氮固定作用，并且高氮水平的土壤w(MBN)(MBN為微生物量氮)顯著高于低氮水平；NaNO3和NH4NO3處理的土壤N2O排放速率和培養(yǎng)周期內(nèi)的累積排放量均顯著高于CK，并且高氮水平顯著高于低氮水平，而(NH4)2SO4處理與CK相當(dāng)，并且高氮水平下的N2O累積排放量低于低氮水平.研究顯示，在過飽和土壤水分條件下，混合形態(tài)氮對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化格局影響較大，含NO3-形態(tài)氮明顯促進土壤N2O的排放，尤其是高氮水平.研究結(jié)果可為評價全球氣候變化下特別是降雨情況下沉降氮形態(tài)對土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響提供重要參考.

氮素水平； 氮素形態(tài)； 氮礦化； 氧化亞氮； 飽和土壤水分

由于受到人類活動的影響，大氣中活性氮的濃度顯著地增加，其中大部分又通過干濕沉降的形式返回到陸地生態(tài)系統(tǒng)中[1]，而隨著經(jīng)濟和工農(nóng)業(yè)的進一步發(fā)展，氮沉降量可能還會繼續(xù)升高[2].森林作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的主體部分，森林土壤中的有效氮主要以銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的形式存在，它們可直接被植物吸收利用，而這部分氮素主要是通過土壤有機氮的礦化作用產(chǎn)生[3]，因而氮礦化水平?jīng)Q定了土壤中用于植物生長的氮素的可利用性，是土壤供氮能力的一個重要指標(biāo)，同時影響著土壤中氮的周轉(zhuǎn)速率和森林的生產(chǎn)力水平[4].

氮沉降造成的氮含量增加會改變土壤原來的氮轉(zhuǎn)化過程，徐星凱等[5]發(fā)現(xiàn)隨氮沉降量的增加，長白山落葉紅松林0～7 cm的土壤氮素年凈礦化量和氨化量也隨之增加，尤其是(NH4)2SO4和NH4Cl的促進作用相比KNO3的更為明顯.然而，也有研究[6]表明，增加氮沉降量抑制森林土壤氮素凈礦化通量或沒有顯著影響.宋慶妮等[7]研究表明，水分變化會影響森林土壤氮素礦化作用，從而改變土壤氮素礦化格局.筆者所在課題組前期研究結(jié)果[8]顯示，土壤水分太多或太少條件下添加單一形態(tài)氮素對土壤氮礦化無顯著影響，但對土壤SON(可溶性有機氮)變化影響顯著.XU等[9]施用Na15NO3和(15NH4)2SO4發(fā)現(xiàn)，不同形態(tài)氮的加入對土壤氮形態(tài)的影響因土壤濕度和有機碳含量的差異表現(xiàn)出不同的結(jié)果.然而，目前不同氮沉降與土壤高水分條件的耦合作用對森林生態(tài)系統(tǒng)氮素轉(zhuǎn)化的影響還不十分清楚.

N2O(土壤氧化亞氮)是硝化作用和反硝化作用的副產(chǎn)物，而后者通常提供主要來源[10].由于土壤反硝化相關(guān)的酶多是在低氧條件下被誘導(dǎo)合成并具有活性[11]，而土壤孔隙水可以有效地控制氧氣的擴散速率，充當(dāng)反硝化速率的一階預(yù)測[12]，因而，土壤水分條件可通過影響含氧量而間接影響反硝化作用的強度.有研究發(fā)現(xiàn)，在臨界飽和水的條件下土壤N2O排放量最大[13]；還有研究發(fā)現(xiàn)，氮素的施入對反硝化作用和N2O的釋放有明顯的促進效果，尤其是當(dāng)土壤水分含量較高時[14]，如Smith等[15]研究顯示，雨季期施用氮肥明顯促進土壤N2O的排放.因此，有必要研究飽和持水量條件下不同氮沉降對土壤N2O排放的影響.

全球氣候變化背景下，降水格局(降水量、降水強度及降水季節(jié)分配)發(fā)生了明顯的改變[16]，而直接影響到土壤的水分狀況與養(yǎng)分的生物化學(xué)循環(huán)過程[17]，我國亞熱帶地區(qū)持續(xù)性強降雨的極端情況時有發(fā)生[18]，使得土壤有豐沛的下滲水流，坡底和低洼處積水也較多，該研究的目的是在飽和持水量條件下，通過添加不同形態(tài)和水平的氮素，研究不同氮沉降對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化及N2O排放的影響，以期為深入理解全球氣候變化下氮沉降對森林生態(tài)系統(tǒng)土壤氮有效性的影響提供數(shù)據(jù)積累.

1 材料與方法

1.1 供試土壤

培養(yǎng)土壤采自武夷山地區(qū)(27°28′ N～28°09′ N、117°37′ E～118°20′ E)，該區(qū)氣候?qū)僦衼啛釒Ъ撅L(fēng)氣候，年均溫17～19 ℃，年均降水量1 700～2 000 mm，雨季大多集中在4—6月，相對濕度70%～75%，無霜期253～272 d，該區(qū)年氮沉降總量達17.88 kg(hm2·a)[19].地形為丘陵坡地，坡度為18°，海拔為310 m.植被以常綠闊葉林為主，林冠整齊，是以殼斗科、樟科、山茶科和木蘭科等喬木為基本組成部分，伴有暖性針葉林、毛竹林.去除表層凋落物，利用土鉆采集0～20 cm土層土壤.用環(huán)刀采取原狀土以測定土壤容重和土壤飽和持水量(WHC)，新鮮土壤帶回實驗室自然風(fēng)干，除去新鮮土樣中的石頭、根系、植物殘體等雜物，磨細(xì)過孔徑2 mm土篩后，用自封袋將過篩土壤密封保存?zhèn)溆?紅壤基本理化性質(zhì)采用常規(guī)分析方法[20]：w(TC)為14.91 gkg，w(TN)為1.74 gkg，CN為8.57，w(速效氮)為30.88 mgkg，w(速效磷)為6.85 mgkg，w(速效鉀)為32.50 mgkg，w(NH4+-N)為48.1 mgkg，w(NO3--N)為1.3 mgkg，w(SON)為35.6 mgkg，pH(H2O)為4.75，w(黏粒)為54.56%，w(粉粒)為23.68%，w(砂粒)為21.76%，土壤容重為1.32 gcm3，WHC為82.70%.

1.2 培養(yǎng)試驗

稱取風(fēng)干土30 g裝入300 mL培養(yǎng)瓶中，根據(jù)土壤含水量和WHC，向瓶內(nèi)滴加去離子水，使土壤含水量達到50% WHC，置于20 ℃下生態(tài)培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)5 d.期間定期稱量，滴加去離子水使瓶內(nèi)土壤含水量維持在50% WHC.

設(shè)置對照(CK)和(NH4)2SO4(硫酸銨)、NaNO3(硝酸鈉)和NH4NO3(硝酸銨)3種氮形態(tài)，設(shè)置加入的土壤氮量分別為20.0 mgkg(低氮水平，LN)和66.7 mgkg(高氮水平，HN)2個氮水平.將各形態(tài)氮配制成溶液，預(yù)培養(yǎng)后，用移液管向瓶內(nèi)土壤表面均勻滴加，對照(CK)滴加去離子水，并用去離子水補足需水量，使土壤含水量達到110% WHC，共42個培養(yǎng)瓶〔(3種氮形態(tài)×2個氮水平+1個對照)×6個重復(fù)〕.測定每處理中任意3個重復(fù)的土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)、總可溶性氮含量，作為培養(yǎng)前的初始值.

將剩余的21個培養(yǎng)瓶置于20 ℃生態(tài)培養(yǎng)箱中培養(yǎng)14 d，分別于培養(yǎng)的第0天、第1天、第3天、第5天、第7天、第14天用25 mL注射器精確采集培養(yǎng)瓶內(nèi)20 mL的氣體，注入抽真空帶塞的50 mL氣袋中以測定氧化亞氮(N2O)濃度.每次取完氣樣后將培養(yǎng)瓶蓋打開，敞口30 min后再將培養(yǎng)瓶密封，并通過稱量法保持土壤水分恒定，直到下一個采樣時間點.培養(yǎng)結(jié)束后測定土壤w(NH4+-N)、w(NO3--N)、w(TSN)(TSN為總可溶性氮)、w(MBN)(MBN為微生物量氮).

1.3 測定方法

1.4 計算方法

土壤氮素凈轉(zhuǎn)化量的計算公式[5]：

NA=(NH4+-N)后-(NH4+-N)前

(1)

NN=(NO3--N)后-(NO3--N)前

(2)

NM= NA+NN

(3)

式中：NA、NN、NM分別為凈氨化量、凈硝化量、凈礦化量，mgkg；(NH4+-N)后、(NO3--N)后分別為培養(yǎng)后的w(NH4+-N)、w(NO3--N)，mgkg；(NH4+-N)前、(NO3--N)前分別為培養(yǎng)前的w(NH4+-N)、w(NO3--N)，mgkg.

可溶性有機氮含量的計算公式[8]：

SON=TSN-NH4+-N-NO3--N

(4)

MBN(微生物量氮)含量的計算公式[21]：

MBN =ENkEN

(5)

式中：MBN為w(MBN)，mgkg；EN為熏蒸浸提液中的氮與未熏蒸浸提液的氮值之差，mgkg；kEN為轉(zhuǎn)換系數(shù)，取0.45.

N2O排放速率的計算公式[15]：

(6)

式中：F為N2O的排放速率，μg(kg·d)；k取1.25，kgm3；V為培養(yǎng)瓶體積，mL；m為干土質(zhì)量，g；ΔcΔt為N2O濃度隨時間變化的直線斜率，μL(L·d)；T為培養(yǎng)溫度，℃.

培養(yǎng)周期內(nèi)土壤N2O累積排放量的計算公式[15]：

(7)

式中：Eg為培養(yǎng)周期內(nèi)的土壤N2O累積排放量，μgkg；Fn1為第n1個采樣點的N2O的排放速率，μg(kg·d)；Fn2為第n2個采樣點的N2O的排放速率，μg(kg·d)，n2>n1；tn2為第n2個采樣點的時間，d；tn1為第n1個采樣點的時間，d.

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2010和SPSS 20.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，測定結(jié)果均以土壤干質(zhì)量計算.采用雙因素方差分析檢驗氮形態(tài)和氮水平對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化的影響，采用多因素方差分析檢驗氮形態(tài)、氮水平和培養(yǎng)時間對土壤N2O排放的影響，采用Tukey最小顯著差數(shù)法(LSD)進行多重比較(α=0.05)，利用Origin 8.0軟件作圖.圖表中數(shù)據(jù)為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差.

2 結(jié)果與分析

2.1 不同氮處理對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化量的影響

由圖1(a)(b)可知，土壤氮素凈礦化量與凈氨化量具有一致的變化規(guī)律.與CK相比，(NH4)2SO4和NaNO3處理無論氮水平如何均對土壤凈礦化量和氨化量影響不大，而NH4NO3處理均為負(fù)值，表現(xiàn)為凈固持作用，并且高氮水平(HN)顯著大于低氮水平(LN)，均與單一形態(tài)氮處理差異顯著.CK的凈氨化量占凈氮礦化量的比例為100.6%〔見圖1(c)〕，低氮水平下該比例是46.5%～81.9%，高氮水平下該比例是32.4%～103.5%，均以NaNO3處理最小，并且高氮水平顯著小于低氮水平，均與(NH4)2SO4、NH4NO3處理差異顯著.

由圖1(d)可知，CK的凈硝化量為負(fù)值；低氮水平下，(NH4)2SO4和NaNO3處理為正值，以NaNO3處理最大，為12.25 mgkg，高氮水平下，(NH4)2SO4處理降為負(fù)值，NaNO3處理降為6.94 mgkg；NH4NO3處理無論氮水平如何均為負(fù)值，并且與其他處理間差異顯著.

方差分析(見表1)顯示，氮形態(tài)、氮水平及它們的交互作用對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化量及凈氨化量占凈礦化量的比例均有顯著影響(P<0.05).

注：不同小寫字母表示不同氮處理間差異顯著(P<0.05)，下同.圖1 不同氮處理對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化量的影響Fig.1 Effects of different nitrogen treatments on soil net nitrogen transformation

影響因素凈礦化量凈氨化量凈氨化量占凈礦化量的比例凈硝化量w(SON)w(MBN)FPFPFPFPFPFP氮形態(tài)119．0130．00086．7400．0009．1680．003114．2060．0008．7400．0037．1170．007氮水平24．1090．0006．5430．02339．7430．000250．4950．00028．3000．00030．6300．000氮形態(tài)×氮水平7．3340．0074．8470．02547．3000．000216．8570．00025．8020．00040．3520．000

2.2 不同氮處理對土壤SON和MBN的影響

由圖2(a)可知，CK的土壤w(SON)為29.91 mgkg，與CK相比，(NH4)2SO4、NaNO3和NH4NO3處理在低氮水平下分別降低了10.7%、71.0%和25.8%，高氮水平下分別降低了10.8%、61.0%和49.0%，并且NaNO3處理與(NH4)2SO4處理、CK均有顯著差異.

由圖2(b)可知，CK的土壤w(MBN)為13.15 mgkg，與CK相比，(NH4)2SO4和NaNO3、NH4NO3處理在低氮水平下分別提高了54.7%和降低了38.8%、0.6%，高氮水平下分別提高了231.1%和115.7%、217.8%，并且(NH4)2SO4和NH4NO3處理與CK差異顯著.

方差分析(見表1)顯示，氮形態(tài)、氮水平及其交互作用對土壤w(SON)和w(MBN)均有顯著影響(P<0.05).

圖2 不同氮處理對土壤w(SON)和w(MBN)的影響Fig.2 Effects of different nitrogen treatments on soil SON and MBN

2.3 不同氮處理對土壤N2O排放的影響

由圖3(a)可知，NaNO3和NH4NO3處理的土壤N2O排放速率均顯著高于CK，第3 天時達到最大值，其中，高氮水平下分別是CK的13.82和13.41倍，低氮水平下分別是CK的5.95和5.08倍，之后，NaNO3處理顯著高于NH4NO3處理，并且高氮水平一直高于低氮水平；(NH4)2SO4處理與CK差異不大，并且不同氮水平間無顯著差異.

由圖3(b)可知，NaNO3和NH4NO3處理在培養(yǎng)周期內(nèi)的土壤N2O累積排放量均顯著高于CK，高氮水平下分別是CK的23.09和11.77倍，低氮水平下分別是CK的6.93和4.52倍；無論氮水平如何，(NH4)2SO4處理與CK間差異不顯著，并且低氮水平略高于高氮水平.

方差分析(見表2)顯示，氮形態(tài)、氮水平、培養(yǎng)時間及其兩兩交互作用對土壤N2O排放速率影響顯著(P<0.05)，而氮形態(tài)、氮水平及其交互作用對培養(yǎng)周期內(nèi)的土壤N2O累積排放量影響顯著(P<0.05).

圖3 不同氮處理對土壤N2O排放的影響Fig.3 Effects of different nitrogen treatments on soil N2O emission

影響因素土壤N2O排放速率培養(yǎng)周期內(nèi)的土壤N2O累積排放量FPFP氮形態(tài)34．2110．000128．7340．000氮水平32．4850．000122．4270．000培養(yǎng)時間23．3370．000——氮形態(tài)×氮水平11．4470．00048．7340．000氮形態(tài)×培養(yǎng)時間6．1150．000——氮水平×培養(yǎng)時間3．9810．012——氮形態(tài)×氮水平×培養(yǎng)時間1．9780．084——

3 討論

3.1 不同氮處理對土壤氮素凈轉(zhuǎn)化的影響

土壤氮素礦化過程受諸多因素的影響，其中水分是重要的影響因子之一，有研究[17]表明，當(dāng)土壤含水量接近田間持水量時，導(dǎo)致氧氣供應(yīng)受限致使微生物活性下降而減弱氮礦化作用.陳伏生等[22]在對中亞熱帶丘陵紅壤氮素礦化的研究中發(fā)現(xiàn)，半飽和含水量的凈氮礦化高于飽和含水量.筆者以前對該研究區(qū)土壤氮素凈礦化的結(jié)果也表明，70% WHC的土壤凈礦化速率>110% WHC>40% WHC[8].該研究結(jié)果顯示，(NH4)2SO4和NaNO3處理的土壤凈礦化量與對照差異不大，即外源單一形態(tài)氮的加入并未激發(fā)土壤氮素的凈礦化，很可能與土壤水分處于過飽和狀態(tài)有關(guān)，甚至NH4NO3處理的土壤凈礦化量為負(fù)值，表現(xiàn)為凈固持作用.該研究中，土壤MBN含量表現(xiàn)為(NH4)2SO4處理>NH4NO3處理>NaNO3處理，有研究表明，微生物會優(yōu)先利用NH4+-N作為氮源，這是因為微生物同化銨態(tài)氮所需能量小于同化NO3--N[23]，此外，該研究區(qū)土壤有效氮在自然狀態(tài)下以NH4+-N為主，土壤微生物長期選擇性吸收NH4+-N.還有研究表明，氮飽和會使土壤微生物量庫降低[24]，但不會減少微生物對氮的固定，相反可以增加[25].該研究中，按照添加量低氮水平為20.0 mgkg(以干土計)，高氮水平為66.7 mgkg，土壤MBN含量無論何種氮形態(tài)下均表現(xiàn)為高氮水平顯著大于低氮水平和對照，此外，高氮水平下的NaNO3處理顯著大于對照，雖然微生物優(yōu)先利用NH4+-N，但并未阻礙對NO3--N的利用.有研究[26]指出，淹水處理(1∶1的水土比)的可溶性有機碳含量高于好氣處理(60% WHC)，而當(dāng)可利用碳源充足時，微生物能顯著地同化NO3--N[27].但土壤MBN含量在相同氮水平不同形態(tài)氮處理間差異并不顯著，說明無機氮的微生物同化作用還不能很大程度上解釋氮保持.Sotta等[28]的研究顯示，加入15N標(biāo)記的NH4+-N后，有10%～30%被非生物過程快速固定，其發(fā)生機制是NH4+-N與苯酚化合物發(fā)生聚合反應(yīng)或被2∶1型黏土礦物固定[29]，MA等[30]研究顯示，單寧對NH4+-N降低的幅度遠(yuǎn)高于NO3--N.此外，當(dāng)土壤中有足夠的可利用碳源和NO3--N，并且在厭氧微域中存在還原性物質(zhì)時，大量的NO3--N也會被非生物過程固定[31].ZHANG等[32]研究發(fā)現(xiàn)，熱帶亞熱帶土壤長期厭氧培養(yǎng)條件下，當(dāng)土壤氧化還原勢降低時，加入的NO3--N由非生物固持作用快速轉(zhuǎn)化為SON.但是，Corre等[33]發(fā)現(xiàn)，氮飽和的云杉林土壤可提取有機態(tài)氮庫僅檢測到1%的NO3--N，而高達49%～79%的NO3--N被固定到了不溶性有機氮中.結(jié)合該研究中添加氮素降低了土壤SON含量，并且NaNO3處理顯著低于其他處理，可以判斷通過SON降低無機氮的可能性不大，尤其是NO3--N，非生物固定NO3--N的影響因素和機制亟待深入的研究.

該研究中，凈礦化量的變化主要以NH4+-N的變化為主，對照的凈氨化量占凈礦化量的比例為100.6%，低氮水平下該比例降低至46.5%～81.9%，高氮水平下該比例降低至32.4%～58.4%〔而(NH4)2SO4處理為103.5%〕，降幅最大的為NaNO3處理，這是因為NaNO3處理顯著提高了土壤凈硝化量，而使得該比例顯著低于其他處理.NH4NO3處理主要表現(xiàn)為對土壤氮的凈固持，并且NH4+-N的凈固持量顯著低于總凈氮固持量.Emmett等[34]發(fā)現(xiàn)，英國北部森林土壤中該比例為89%，每年每hm2輸入35和70 kg的NaNO3(以N計)使該比例分別降為85%和75%；Brenner等[35]研究表明，美國高緯度楊樹林和云杉林凍融期間土壤中該比例分別為97%和69%，每年每hm2輸入100 kg(以N計)的NH4NO3使該比例分別減少到76%和21%；而韓琳等[36]對長白山闊葉紅松混交林的觀測結(jié)果表明，添加不同形態(tài)氮〔(NH4)2SO4、NH4Cl和KNO3〕及其劑量氮〔(22.5和45 kg(hm2·a)，以N計〕對該比例沒有影響.由此可見，森林土壤氮素凈氨化量占凈礦化量的比例因氮沉降形態(tài)、氮沉降量、土壤屬性和森林類型等而發(fā)生變化.

有研究[17]表明，土壤水分含量過高引起氧氣供應(yīng)不足，導(dǎo)致硝化作用降低，從而降低NO3--N含量.Pandey等[37]研究發(fā)現(xiàn)，熱帶地區(qū)土壤因長期降雨水分達到飽和后，土壤硝化作用減弱，而氨化作用增強.該研究土壤水分條件為110% WHC，培養(yǎng)期間培養(yǎng)瓶密封，土壤透氣性較差，限制了硝化作用，使對照土壤的凈硝化量為負(fù)值，而凈氨化量在所有處理中最高.土壤水分與氮素都會影響土壤硝化作用，而氮素的作用更大.高氮水平下，(NH4)2SO4處理的凈硝化量為負(fù)值，說明即使添加更多的硝化底物，硝化作用仍舊很弱，而該處理下的凈氨化量較高，這與添加的是銨態(tài)氮有關(guān).由于供試土壤本身NO3--N含量較低，土壤水分較高造成局部微區(qū)厭氧環(huán)境，很有可能存在硝酸鹽異化還原成銨(dissimilatory nitrate reduction to ammonium，DNRA)[38].Huygens等[39]發(fā)現(xiàn)，智利南部假山毛櫸原始森林生態(tài)系統(tǒng)中86%以上的新產(chǎn)生的NO3--N被立即消耗，其中99%以上是通過DNRA途徑被消耗.生態(tài)系統(tǒng)中DNRA的存在比筆者想象的要更普遍，特別是當(dāng)土壤水分較高、厭氧微區(qū)較多時[38]，該作用是一種重要的土壤氮保蓄方式.NaNO3處理比NH4NO3處理有更高的凈氨化量，說明在鈉離子存在下，DNRA更容易發(fā)生，但是不同氮形態(tài)間影響的差異值得注意，因為，NH4NO3處理明顯和其他氮形態(tài)的影響不同.鑒于以上討論，氮添加后，提取的土壤氮含量并沒有增加，土壤固相對氮的保持以及土壤溶液氮含量是本試驗中未考慮到的，這兩方面氮量的分配會影響對氮添加影響土壤氮去向的評價.

3.2 不同氮處理對土壤N2O排放的影響

土壤N2O的排放受土壤水分、氮素有效性、溶解性碳含量等多個因素的影響[10].土壤水分直接影響土壤的通氣狀況和氧化還原狀況以及微生物養(yǎng)分的供應(yīng)，隨著土壤水分的增加，厭氧的反硝化細(xì)菌能將硝態(tài)氮還原成N2O[14].顏曉元等[40]研究結(jié)果顯示，在土壤水分含量接近100%時，土壤具有最大的N2O排放速率，胡保安等[41]的研究結(jié)果也表明，常年積水區(qū)的土壤N2O日平均排放量和累積排放量均大于季節(jié)性積水區(qū)和常年干燥區(qū)，該研究對照土壤的N2O排放速率和培養(yǎng)周期內(nèi)的累積排放量分別高達38.6 μg(kg·d)和123.56 μgkg.有研究表明，土壤水分和氮素添加的耦合作用對土壤N2O排放影響顯著，尤其是在高氮添加量下[42].通常N2O的排放與土壤NO3--N含量呈負(fù)相關(guān)[43]，該研究中，在前7 d，NaNO3和NH4NO3處理的土壤N2O排放速率顯著高于對照，并且高氮水平顯著大于低氮水平，說明土壤NO3--N含量降低最有可能發(fā)生在該期間，這可能是導(dǎo)致這兩種處理在高氮水平下的凈硝化量顯著低于低氮水平的原因.隨著反硝化作用的進行，NO3-作為電子受體含量下降，反硝化速率降低[43]，因此，該研究的土壤N2O排放速率表現(xiàn)為先增加后迅速降低，而培養(yǎng)結(jié)束時，NaNO3處理在高氮水平下的N2O排放速率仍處于較高水平，是因為該處理的土壤中可利用的NO3--N基質(zhì)濃度較高.MA等[44]研究發(fā)現(xiàn)，在50%～55% WFPS(土壤孔隙水含量)條件下，添加1 mgL NH4+-N對N2O排放量的貢獻率高達80%，并且NH4+-N含量增加時N2O排放量增加，NH4+-N含量減少時N2O排放量也相應(yīng)減少.然而，在該研究中，(NH4)2SO4處理的土壤N2O排放速率和培養(yǎng)周期內(nèi)的累積排放量與對照相當(dāng)，即使在高氮水平下，而在同一氮水平下表現(xiàn)為(NH4)2SO4處理

4 結(jié)論

a) 在過飽和土壤水分條件下，(NH4)2SO4和NaNO3處理對土壤凈氮礦化的影響不大，而NH4NO3處理主要表現(xiàn)為氮固定作用，這種作用由生物與非生物二者共同造成，尤其在高氮水平下明顯刺激土壤微生物固定氮.凈礦化量主要以NH4+-N的變化為主，不同氮添加處理降低該主導(dǎo)作用，并且主要在NaNO3處理.考慮到添加氮的可能去向，土壤固相對氮的保持以及土壤溶液氮含量的分配還需要開展更多的工作.

b) 過飽和土壤水分與添加含NO3-形態(tài)氮素的耦合作用明顯促進土壤N2O的排放，特別在高氮水平，NaNO3和NH4NO3處理在培養(yǎng)周期內(nèi)的累積排放量分別是CK的23.09和11.77倍，而添加(NH4)2SO4很可能驅(qū)使土壤中的NO3--N異化還原為銨而抑制硝化作用，進而限制反硝化進程，這可作為土壤有效的保氮策略.

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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

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，NaNO3and NH4NO3)and levels(0(CK)，20.0(LN)and 66.7(HN)mgkg).The results showed that(NH4)2SO4and NaNO3treatments had little effect on soil net nitrogen mineralization compared with CK.The net nitrification was negative in(NH4)2SO4treatment at the high nitrogen level，which illustrated that nitrification was quite weak，while the net ammonification was higher than other treatments especially in NaNO3treatment.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 NaNO3treatment.The soil ammonium and nitrate nitrogen were reduced simultaneously in the NH4NO3treatment，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 NaNO3and NH4NO3treatments 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)2SO4treatment 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.

nitrogen level； nitrogen form； nitrogen mineralization； nitrous oxide； saturated soil moisture

2016- 08- 10

2017- 01- 06

國家自然科學(xué)基金項目(41271282，31170578)；教育部創(chuàng)新團隊項目(IRT0960)

馬芬(1990-)，女，福建龍巖人，fenma8487@163.com.

*責(zé)任作者，馬紅亮(1978-)，男，山西原平人，博士，副教授，主要從事陸地生態(tài)系統(tǒng)土壤碳、氮循環(huán)和生態(tài)環(huán)境研究，mhl936@163.com

X142； S714.5

1001- 6929(2017)04- 0570- 09

A

10.13198j.issn.1001- 6929.2017.01.77

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