全 文 ：崇明岛不同土地利用类型河岸带土壤
反硝化酶活性特征*
陈刚亮摇 李建华**摇 杨长明
(同济大学环境科学与工程学院 /长江水环境教育部重点实验室, 上海 200092)
摘摇 要摇 以崇明岛河岸带为研究对象,采用乙炔抑制法,研究了不同土地利用类型河岸带(农
田河岸带、林地河岸带、草地河岸带)土壤反硝化酶活性及其影响因素.结果表明:河岸带反硝
化酶活性在(0. 69依0. 11) ~ (134. 93依33. 72) 滋g N·kg-1·h-1,不同土地类型河岸带土壤反
硝化酶活性存在明显差异,整体趋势为林地河岸带>农田河岸带>草地河岸带.河岸带表层土
壤(0 ~ 10 cm)反硝化酶活性与其他土层 (10 ~ 30、30 ~ 50 和 50 ~ 70 cm)呈显著差异
(P<0. 05) .反硝化酶活性与土壤有机碳、土壤全氮和土壤硝态氮呈极显著正相关关系(P<
0郾 01) .土地利用类型的变化主要通过改变河岸带土壤自然结构和理化性质、降低土壤有机质
的积累、影响土壤氮素的转化,从而抑制河岸带土壤反硝化作用的发生.
关键词摇 崇明岛摇 河岸带摇 土地利用类型摇 反硝化酶活性
文章编号摇 1001-9332(2013)10-2926-07摇 中图分类号摇 X522摇 文献标识码摇 A
Characteristics of soil denitrifying enzyme activity in riparian zones with different land use
types in Chongming Island, Shanghai of China. CHEN Gang鄄liang, LI Jian鄄hua, YANG Chang鄄
ming (Ministry of Education Key Laboratory of the Yangtze River Water Environment, College of En鄄
vironment Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2013,24(10): 2926-2932.
Abstract: By using acetylene inhibition method, this paper studied the soil denitrifying enzyme ac鄄
tivity (DEA) and its affecting factors in the riparian zone with different land use types (cropland ri鄄
parian, forested riparian, and grassy riparian zones) in Chongming Island, Shanghai of China. The
riparian soil DEA was (0. 69依0. 11) - (134. 93依33. 72) 滋g N·kg-1·h-1, which differed obvi鄄
ously among different land types, with a decreasing trend of forested riparian zone > cropland ripari鄄
an zone > grassy riparian zone. The soil DEA was significantly (P<0. 05) higher in 0-10 cm in
10-30, 30-50, and 50-70 cm layers. There were significant positive relationships between soil
DEA and soil TOC, TN, and NO3 - 鄄N (P<0. 01). Land use change mainly altered the soil natural
structure and soil physical and chemical properties, decreased the accumulation of soil organic car鄄
bon, and affected the soil nitrogen transformation, and thus, inhibited the occurrence of riparian
soil denitrification.
Key words: Chongming Island; riparian zone; land use type; denitrifying enzyme activity.
*国家科技支撑计划项目(2010BAK69B16鄄1鄄3)和沼渣液无害化利
用与低污染型有机肥制备技术项目(11230705600)资助.
**通讯作者. E鄄mail: leejianhua@ tongji. edu. cn
2013鄄02鄄01 收稿,2013鄄07鄄12 接受.
摇 摇 工业化革命以来,人类以前所未有的速度和深
度改造着地表的自然环境,高强度的人类活动(化
石燃料的开采、化肥的制造施用)在一定程度上改
变了地表氮素的自然分配格局和循环速率,导致大
量氮素输入水体,引起地表水体富营养化等一系列
环境问题,危及生态系统稳定性和人类自身的健
康[1] .氮素污染物主要通过非点源污染途径经过河
岸带输入水体.在美国,非点源污染造成的氮素输入
占溪流氮素输入总量的 70% ;我国东部地区水体中
约 50%的氮素污染来自农业非点源污染[2] .河岸带
作为介于河溪与高地植被之间的生态过渡带以及最
典型的生态过渡带,具有明显的边缘效应[3] . 大量
研究发现,植物同化吸收和微生物的反硝化作用是
实现河岸带氮素截留转化的主要机制.但是,植物吸
收的氮素会随着植物组织的衰老和凋落物而回归土
壤.因此,反硝化作用被认为是河岸带去除氮素污染
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 10 月摇 第 24 卷摇 第 10 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Oct. 2013,24(10): 2926-2932
的最佳途径.反硝化作用是反硝化细菌利用硝酸盐
作为电子受体,将含氮化合物转化为 NO、N2O和 N2
的过程,其作用强度受土壤通气状况、土壤有机质含
量和反硝化底物 NO3 - 鄄N 浓度等影响[4] . 河岸带是
典型的高生产力生态系统,含有大量不稳定有机质;
处于河流边缘,经常处于水饱和状态,容易形成缺氧
环境;邻近高地氮素的不断输入和植物凋落物的分
解为反硝化作用提供了充足的氮源和碳源,河岸带
的特殊地理环境为反硝化作用的发生提供了适宜条
件.因此,河岸带被认为是反硝化作用发生的热点区
域[5-6] .
随着湿地破坏、河流生物多样性减少和农业非
点源污染等问题的不断加剧,河岸带已经成为环境
科学、水利科学和生态学等学科的重点研究对象.我
国在河岸带综合管理方面的研究起步较晚,目前主
要集中在对河岸带截留污染的前后对比,缺少对削
减污染机理的研究.崇明岛地处长江口,是世界上最
大的河口冲积岛,岛内水系发达、河网密布,河岸带
人为痕迹明显,普遍存在空间狭小、河岸侵蚀等现
象.根据本研究室对崇明岛河流的长期调查发现,岛
内河岸带土地利用类型主要可以分为林地河岸带、
草地河岸带和农田河岸带 3 类,其中,由于人为干扰
现象严重,大量的河岸带被开垦为农业用地,河岸带
土地利用耕地化是崇明岛河岸带的一个主要特点.
开展土地利用类型变化对河岸带土壤反硝化作用影
响的研究具有重要意义. 本文以崇明岛河岸带为研
究对象,分析了不同土地利用类型河岸带土壤反硝
化酶活性的空间分布特征及其影响因素,旨在了解
不同土地利用类型对于河岸带土壤反硝化作用的影
响,以期为崇明岛河岸带的综合管理和科学维护提
供基础数据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究区概况及土样采集
崇明岛位于西太平洋沿岸中国海岸线的中点地
区 ( 31毅 27忆 00义—31毅 51忆 15义 N, 121毅 09忆 30义—
121毅54忆00义 E),地处中国最大河流长江入海口,是
世界最大的河口冲积岛,也是中国仅次于台湾岛、海
南岛的第三大岛屿.崇明岛位于北亚热带南部,属于
北亚热带季风海洋性气候,年均气温 15. 3 益,雨量充
沛,年均降雨量 1025 mm,年内降水分配不均,5—9月
降雨量占全年降雨量的 61. 9% .崇明岛土壤类型以水
稻土、潮土和滨海盐土为主,三类土壤呈东西伸展、南
北排列的条带分布[7] .岛内植被类型主要包括落叶阔
叶混交林和常绿阔叶林,以落叶阔叶林为主.
2012 年 8 月,在崇明岛前卫村附近村镇级河道
前卫河设置试验样地.共设置 3 块样地,其河岸带土
地利用类型分别为农田 ( S1 )、林地 ( S2 )和草地
(S3),其中,农田河岸带种植作物主要包括棉花
(Gossypium sp. )、玉米(Zea mays)和大豆 (Glycine
max),林地河岸带植被类型为人工林,树种主要包
括樟树(Cinnamomum camphora)、水杉(Metasequoia)
和无患子(Sapindus mukorossi),草地河岸带植物为
狗尾草(Setaria virdis)、稗草(Echinochloa crusgalli)
等草本植物.采样点设置距离河流边缘 3 ~ 5 m,平
行于河流、按 S形布点法随机布设 3 个采样点,采用
荷兰半圆凿土钻采样器(04. 01. SB)采集柱状样,依
次分为 0 ~ 10、10 ~ 30、30 ~ 50 和 50 ~ 70 cm 4 个土
层,土样混合后装入自封袋保存带回实验室,剔除石
砾、虫体、植物碎屑后,充分混匀分成两份,一份于
4 益下保存用于培养分析,另一份自然风干测定土
壤理化指标(表 1).
1郾 2摇 研究方法
土壤含水率的测定采用烘干法,容重测定采用
环刀法,比重测定采用比重瓶法,孔隙度通过容重和
比重计算得出,土壤 pH的测定采用电位法(水土比
5 颐 1),土壤阳离子交换量的测定采用氯化钡鄄硫酸
镁法,土壤总氮的测定采用开氏消煮法[8] .
土壤总有机碳(TOC)的测定:称取通过 200 目
筛的风干土样 0. 20 g于样品舟中,用岛津 TOC鄄V系
列 SSM鄄5000A有机碳分析仪测定,每个土壤样品平
行测定 3 次.
表 1摇 土壤基本理化性质
Table 1摇 Physical and chemical properties of the soil
样地类型
Sampling plot type
pH 含水率
Moisture
(% )
容重
Bulk density
(g·cm-3)
比重
Specific
gravity
孔隙度
Porosity
(% )
阳离子交换量
CEC
(cmol·kg-1)
农田 Cropland land (S1) 7. 18 28. 6 1. 39 2. 32 39. 8 71. 25
林地 Forested land (S2) 7. 77 21. 1 1. 54 2. 07 25. 7 101. 24
草地 Grassy land (S3) 8. 32 23. 8 1. 64 2. 14 23. 3 98. 07
729210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 陈刚亮等: 崇明岛不同土地利用类型河岸带土壤反硝化酶活性特征摇 摇 摇 摇 摇
摇 摇 土壤铵态氮、硝态氮的测定采用 2 mol·L-1KCl
溶液浸提,纳氏试剂比色法测定上清液铵态氮含量,
紫外分光光度法测定上清液硝态氮含量[9-10] .
土壤反硝化酶活性(denitrification enzyme activi鄄
ty,DEA)的测定采用乙炔抑制法[11-12] .称取 20 g 鲜
土放入 250 mL 盐水瓶中(每个样品重复 3 次),抽
真空后充入高纯氮气和乙炔 (乙炔过蒸馏水和
6 mol·L-1H2 SO4 ),瓶内乙炔气体分压为 10 kPa
( 10% V / V), 加 入 DEA 培 养 液 30 mL ( 100
mg NO3 - 鄄N·L-1,200 mg C·L-1,125 mg 氯霉素·
L-1),在 25 益下以 125 r·min-1的转速振荡培养,分
别于 30 和 90 min 抽取顶空气体 10 mL 进行分析,
反硝化酶活性以两次取样 N2O 的浓度差计算. N2O
浓度的测定采用岛津气相色谱仪 GC7890A,检测器
为电子捕获检测器(EDC),工作温度 330 益,分析
柱为 PORAPAKOQ,柱温 55 益,载气为高纯 N2,流
量为 35 cm3·min-1 .反硝化酶活性计算公式:
VN2O = 籽C(Vg+V1琢+273) / [W(273+T)]
式中:VN2O为反硝化酶活性(滋g N·kg
-1·h-1);籽 为
标准状态下 N2O鄄N的密度(1. 25 kg·m-3);C 为两
次 N2O 气体浓度的差值(ppbv);Vg、Vl分别为瓶内
气体体积和液体体积(m3 );琢 为 Bunsen 校正系数
(25 益时为 0. 549);W 为烘干土质量(kg);T 为测
定气体时的温度(益).
1郾 3摇 数据处理
采用 SPSS 17. 0 数理统计软件进行 Pearson 相
关性分析和 One鄄way ANOVA 方差分析,采用 Excel
2010 软件绘制图表.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同类型河岸带土壤有机碳空间分布特征
土壤有机碳是衡量土壤质量的一个重要指标,
也是影响土壤反硝化作用的主要影响因素. 从图 1
可以看出,河岸带不同土地利用类型对土壤有机碳
含量具有重要影响.在 0 ~ 10 cm 表层土壤,林地河
岸带的有机碳含量最高,其次为农田河岸带,草地河
岸带最低;10 ~ 30、30 ~ 50、50 ~ 70 cm 土层,不同土
地利用类型间土壤有机碳含量的差异没有 0 ~
10 cm土层明显,整体呈现随深度增加而降低的趋
势.这表明河岸带不同土地利用类型对土壤有机碳
含量的影响主要发生在表层土壤.相关研究发现,土
地开垦为农田会显著降低表层土壤有机碳含量,其
主要原因是人为耕作活动如翻耕、耙地等扰动使农
图 1摇 不同类型河岸带土壤有机碳含量
Fig. 1摇 Soil total organic carbon content at different land use ri鄄
parian zones (mean依SD).
S1:农田河岸带 Cropland riparian; S2:林地河岸带 Forested riparian;
S3:草地河岸带 Grassy riparian. 下同 The same below.
田土壤有机质暴露,加速其分解过程,同时耕作过程
也增加了土壤透气性、以及土壤微生物数量和活性,
进一步提高了土壤有机质的降解速度,使土壤有机
碳含量降低[13] . 还有研究表明,表层土壤有机碳含
量较高不仅与植物根系的分布情况有关,与凋落物
的输入也密切相关[14] .植被凋落物是表层土壤有机
碳的重要来源,林地河岸带生态系统受人为活动干
扰相对较小,维持了生态系统的碳氮循环过程,而农
田河岸带生态系统由于农作物收割和土壤侵蚀,在
一定程度上造成了进入农田土壤有机物质的降低.
摇 摇 随着土层深度的增加,土壤有机碳含量整体呈
现降低趋势,但不同土地利用类型对土壤有机碳剖
面垂直分布的影响存在明显差异.对于林地河岸带,
随着土层深度的增加,土壤有机碳含量在 0 ~ 10 和
10 ~ 30 cm之间变化迅速,出现显著降低,0 ~ 10 cm
土壤有机碳含量是 10 ~ 30 cm土层的 2. 60 倍.农田
河岸带土壤有机碳含量在 0 ~ 10 和 10 ~ 30 cm土层
之间无显著变化.其主要原因为林地河岸带凋落物
的输入增加了其表层土壤有机碳含量,而农田河岸
带的农业耕作措施破坏了土层的自然结构. 张容娟
等[15]对崇明岛东滩前哨农场的研究表明,农田土壤
0 ~ 5、5 ~ 10、10 ~ 20 cm 土层的土壤有机碳和微生
物生物量碳含量均无显著性差异. 农田河岸带土壤
有机碳含量随土层深度增加而变化的范围较小,有
机碳含量最高值出现在 10 ~ 30 cm 土层.其主要原
因为耕作扰动破坏了表层土壤的团聚体,使受到团
聚体保护的土壤有机质暴露,加速其分解,造成表层
土壤有机碳损失,同时耕作过程改变了土壤物理空
间结构,增加了土壤孔隙度,提高了表层土壤有机物
和养分的向下输送.史利江等[16]在对上海市土壤碳
8292 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
氮特征的研究中也发现,农田有机碳的最大值并不
出现在表层,而是出现在 10 ~ 15 cm土层.草地河岸
带土壤有机碳含量的剖面垂直分布特征主要表现为
逐步降低趋势,且草地河岸带土壤有机碳含量小于
林地河岸带和农田河岸带,其主要原因为本文所选
样地河岸带植被类型以草本植物为主,植被凋落物
的输入较少.
2郾 2摇 不同类型河岸带土壤氮素空间分布特征
氮素是植物生长发育必须的三大营养元素之
一,是衡量土壤质量的重要指标,硝态氮作为反硝化
作用的底物更是直接影响反硝化过程[17] .土地利用
类型的变化一方面导致进入土壤中的肥料和植被凋
落物数量和性质发生变化,另一方面使土壤施肥管
理、耕作制度等农艺措施出现差异,改变土壤结构,
影响土壤氮素的矿化、运输和植物的吸收利用,从而
导致土壤氮素分布的差异[18] . 从图 2 可以发现,土
地利用类型变化对土壤全氮含量具有明显影响. 在
0 ~ 10 cm土层,林地河岸带土壤全氮含量最高,农
田河岸带次之,草地河岸带最低.林地河岸带土壤全
氮含量在 0 ~ 10 和 10 ~ 30 cm土层之间出现明显下
降,0 ~ 10 cm 土层全氮含量是 10 ~ 30 cm 的 2. 67
倍,其变化趋势与林地河岸带土壤有机碳的变化趋
势存在明显的协同性. 农田河岸带土壤全氮含量的
剖面垂直变化范围较小,其最大值出现在 10 ~
30 cm土层,主要原因为农业耕作活动破坏了土壤的
自然结构.农田河岸带土壤全氮的变化趋势与其有
机碳的变化趋势表现出高度的协同性. 大量研究表
明,土壤全氮的 90%以上以有机态存在,土壤全氮
的分布与有机碳具有密切联系,植被凋落物的输入
和有机质的分解是土壤全氮的主要来源[19] . 洪瑜
等[20]对湘中丘陵地区土壤氮素含量特征的研究发
现,不同土地利用方式的 6 种土壤全氮含量与有机
碳含量之间呈极显著线性正相关关系.颜淑云等[21]
对高寒草地土壤氮素含量特征的研究也发现,不同
利用方式下草地土壤全氮含量与有机碳含量的趋势
模拟呈线性关系.
土壤铵态氮和硝态氮是土壤无机态氮的两种主
要形式,土壤氮素循环过程中有机质的矿化作用是
其主要来源. 因此,其含量的高低受土壤有机质含
量、微生物种类和土壤环境条件如温度、湿度和盐碱
度多重影响[22] . 从图 2 可以看出,土地利用类型变
化对河岸带土壤铵态氮含量影响显著,且农田河岸
带土壤铵态氮含量显著大于林地河岸带和草地河岸
带 (P<0郾 05) .造成这一现象的原因主要包括两方
图 2摇 不同类型河岸带土壤氮素含量
Fig. 2摇 Soil N content at different land use riparian zones.
面,其一是由于农田河岸带化肥的外源性输入导致
铵态氮浓度升高,另一方面,农业耕作过程破坏土壤
结构、改善土壤通透性、促进微生物的矿化作用. 闫
加亮等[23]对小流域内不同植被类型土壤铵态氮空
间变化进行研究发现,农田土壤铵态氮含量显著高
于落叶松人工林和油松人工林. 河岸带土壤铵态氮
含量在剖面垂直分布上整体呈随土层深度增加而逐
渐降低的趋势,0 ~ 10 cm土层的铵态氮含量明显高
于其他土层,这是因为表层土壤水热条件和通气状
况较好,有利于微生物活动,促进氮素矿化作用. 朱
红霞等[24]在太湖流域的研究结果表明,土壤铵态氮
含量随土层深度的增加而减少. 河岸带区域土壤硝
态氮含量的影响因素复杂,不同土地利用类型河岸
带土壤硝态氮含量没有显著性差异. 林地河岸带土
壤硝态氮含量随土层深度的增加呈逐渐降低的趋
势,与其全氮和铵态氮含量的变化具有协同性,说明
其硝态氮的主要来源为微生物的硝化作用. 农田河
岸带土壤硝态氮含量呈先降低后上升的趋势,其硝
态氮含量最大值出现在 30 ~ 50 cm 土层,其主要原
929210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 陈刚亮等: 崇明岛不同土地利用类型河岸带土壤反硝化酶活性特征摇 摇 摇 摇 摇
因为耕作活动破坏了土层结构,改善土壤通透性,且
河岸带土壤受河流水文影响,含水率较高,促进了硝
态氮的淋溶.赵维俊等[25]在对祁连山土壤有效氮的
研究中发现,土壤铵态氮含量随土层深度的增加而
减少,硝态氮则无明显的变化规律.
2郾 3摇 不同类型河岸带土壤反硝化酶活性差异
反硝化酶活性是在添加乙炔和实验室控制适宜
培养条件下,通过测定 N2O的累积浓度来反映阶段
I土壤反硝化强度,是反映现场土壤反硝化潜力及
其影响因数的重要指标[26-27] . 从图 3 可以看出,河
岸带土壤反硝化酶活性在土壤剖面上随土层深度增
加而降低,其变化范围为(0. 69依0. 11) ~ (134. 93依
33. 72) 滋g N·kg-1·h-1 . 0 ~ 10 cm 土层,林地河岸
带的反硝化酶活性最大,农田河岸带次之,草地河岸
带最小,其主要原因是林地河岸带 0 ~ 10 cm土层的
土壤有机碳和硝态氮含量显著大于农田河岸带和草
地河岸带. 林地河岸带反硝化酶活性在 0 ~ 10 和
10 ~ 30 cm 土层之间出现急剧下降,其变化趋势与
土壤有机碳和硝态氮含量的变化趋势呈高度协同
性.河岸带 0 ~ 10 cm土层的反硝化酶活性显著高于
其他土层(P<0郾 05),其他土层间的反硝化酶活差异
不明显(P>0郾 05).大量研究证实,河岸带表层土壤
是反硝化的热点区域,水文因素造成的缺氧环境和
高地营养物质的输入给反硝化作用的发生提供了适
宜条件[28-29] . Groffman等[30]对不同土地利用方式河
岸带土壤反硝化作用的研究发现,0 ~ 5 cm 土层的
反硝化酶活性显著大于其他土层,并且与土壤硝态
氮含量呈极显著正相关关系. Gift等[31]在比较 Balti鄄
more地区人工河岸带与自然林地河岸带反硝化特
征时发现,0 ~ 10 cm土层的反硝化酶活性显著高于
其他土层(P<0. 05),并且与土壤有机质和根系生物
量呈显著正相关关系.
图 3摇 不同类型河岸带土壤反硝化酶活性(DEA)
Fig. 3 摇 Soil denitrification enzyme activity (DEA) at different
land use riparian zones (mean依SD).
摇 摇 为了研究不同类型河岸带土壤反硝化酶活性的
影响因素,对反硝化酶活性与其环境影响因子进行
Pearson相关分析. 从表 2 可以看出,土壤反硝化酶
活性与土壤有机碳、土壤全氮和土壤硝态氮之间存
在极显著正相关关系(P<0. 01),相关系数分别为
0. 854、0. 867、0. 724.反硝化酶活性与土壤 NH4 + 鄄N、
pH、土壤含水率和土壤孔隙度等的相关性较弱. 本
文中 3 种不同类型河岸带土壤 pH 均在 7. 18 ~
8郾 56,呈偏弱碱性.反硝化作用的适宜 pH 值在 6 ~
8,弱碱性环境适合反硝化细菌的生长[32],因此在本
研究中 pH对反硝化酶活性影响不明显. 河岸带受
河流水文影响,土壤含水率较高,容易形成缺氧环
境,因此本研究中土壤含水率对反硝化酶活性影响
不明显. 土壤有机质的矿化作用不仅提供还原
NO3 - 鄄N所需的电子,而且提供反硝化微生物生长的
有机底物和能量,与此同时有机质的分解会消耗土
壤中的氧气,有利于缺氧环境的形成,大量研究证
明,土壤有机碳是影响土壤反硝化作用的重要因
素[33] . Dhondt等[34]对不同植被类型(森林、草地、混
合植被)河岸带土壤反硝化作用的研究发现,河岸
表 2摇 反硝化酶活性与环境因子的相关系数
Table 2摇 Correlation coefficients for denitrification enzyme activity and environmental indices
摇 反硝化酶
摇 活性 DEA
摇 总有机碳
摇 TOC
摇 总氮
摇 TN
摇 铵态氮
摇 NH4 + 鄄N
摇 硝态氮
摇 NO3 - 鄄N
摇 pH 摇 含水率
摇 Moisture
容重
Bulk density
孔隙度
Porosity
反硝化酶活性 DEA 1
总有机碳 TOC 0. 854** 1
总氮 TN 0. 867** 0. 894** 1
铵态氮 NH4 + 鄄N 0. 507 0. 736** 0. 508 1
硝态氮 NO3 - 鄄N 0. 724** 0. 679* 0. 886* 0. 457 1
pH -0. 359 -0. 589* -0. 409 -0. 705* -0. 225 1
含水率 Moisture -0. 175 0. 146 0. 460 0. 625* 0. 131 -0. 342 1
容重 Bulk density -0. 107 -0. 420 -0. 155 -0. 776** -0. 154 0. 534 -0. 822** 1 摇 摇 摇 摇
孔隙度 Porosity -0. 130 0. 282 -0. 101 0. 612* -0. 142 -0. 567 0. 674* 摇 -0. 898** 1
*P<0. 05;** P<0. 01.
0392 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
带土壤反硝化酶活性与土壤有机质呈显著正相关.
Hill和 Cardaci[35]对湿地表层土壤反硝化潜力与土
壤有机碳、水溶性碳和易矿化碳的关系进行研究发
现,土壤反硝化潜力与土壤有机碳、水溶性碳和易矿
化碳都呈显著正相关. 土壤全氮可以通过微生物的
矿化作用转化为铵态氮,铵态氮在硝化作用下转化
为硝态氮,硝态氮是反硝化作用发生的电子受体,是
影响反硝化酶活性的重要因素. 在外源性硝态氮输
入较少的区域,土壤微生物的矿化作用是硝态氮的
主要来源.因此,全氮含量也是反硝化酶活性的重要
影响因素.硝态氮作为反硝化作用的底物,直接影响
土壤反硝化酶活性. Ullah和 Faulkner[36]对不同土地
利用类型土壤反硝化作用的研究发现,添加硝态氮
(10 mg·L-1)处理的林地和蝶形湿地土壤的反硝化
能力分别增强 55%和 67% . 王庆成等[37]在对帽儿
山地区河岸带土壤反硝化效率的研究中发现,硝酸
钾处理后各河岸带土壤反硝化效率明显增加.
3摇 结摇 摇 论
本文对崇明岛河岸带不同土地利用类型河岸带
土壤有机碳、土壤氮素含量及其空间分布特征进行
研究,分析土地利用类型对河岸带土壤反硝化酶活
性的影响.结果表明:不同土地利用类型条件下河岸
带土壤性质差异明显,河岸带土壤有机碳、全氮和铵
态氮含量在土壤剖面上,随着土层深度的增加整体
呈现降低趋势,硝态氮含量在土壤剖面上变化规律
不明显. 林地河岸带土壤有机碳和全氮含量在 0 ~
10 和 10 ~ 30 cm 土层间的降低速率明显高于农田
河岸带和草地河岸带,这种差异主要由植被类型和
人类活动的干扰等综合作用所致. 农田河岸带土壤
有机碳、全氮和铵态氮含量在 0 ~ 10、10 ~ 30、30 ~
50 和 50 ~ 70 cm土层之间不存在显著差异,整体变
化趋势较林地河岸带和草地河岸带平缓,这主要是
由于农业耕作措施改变了土壤自然结构和理化性
质,促进土壤有机质的矿化作用和氮素的渗透.
不同土地利用类型河岸带土壤反硝化酶活性在
空间分布上存在显著差异,0 ~ 10 cm 土层反硝化酶
活性显著大于其他土层,这主要是由于表层土壤有
机碳和氮素含量较高,有利于河岸带土壤反硝化作
用的发生.对河岸带土壤反硝化酶活性与其环境影
响因子的 Pearson相关分析发现,土壤有机碳、全氮
和硝态氮含量是崇明岛地区影响河岸带土壤反硝化
酶活性的主要因素.
综上认为,河岸带土地利用耕地化会改变土壤
自然结构,改善土壤通气状况,不利于厌氧环境的形
成,从而影响河岸带反硝化作用的发生,降低河岸带
截留非点源氮素污染的能力. 在构建河岸缓冲带截
留非点源氮素污染时,应该注意恢复完整的河岸带
植被生态系统,促进河岸带土壤反硝化作用的发生,
将硝酸盐氮转化为氮气释放到空气中,维持河岸带
生态系统的氮素平衡.
致谢摇 感谢华东师范大学陈振楼教授在试验过程中给予的
指导与帮助.
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作者简介摇 陈刚亮,男,1988 年生,硕士研究生.主要从事河
岸带氮素地球化学循环研究. E鄄mail: 329062573@ qq. com
责任编辑摇 杨摇 弘
2392 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷