全 文 ：土地利用方式和培养温度对土壤氮转化及
温室气体排放的影响*
郎摇 漫1,2**摇 李摇 平1,2 摇 张小川3
( 1南京信息工程大学江苏省农业气象重点实验室, 南京 210044; 2南京信息工程大学应用气象学院, 南京 210044; 3加拿大阿
尔伯塔大学可再生资源系, 埃德蒙顿 T6G 2E3)
摘摇 要摇 在好氧条件下研究土地利用方式(林地、草地)及培养温度(10、15 益)对加拿大和中
国土壤的硝化作用、氮矿化作用以及 N2O 和 CO2排放的影响.结果表明: 草地土壤中的硝化
作用和 N2O排放量大于林地土壤,中国草地土硝化作用最强. 10 和 15 益下中国草地土硝化
速率分别为 2. 10 和 2. 86 mg N·kg-1·d-1,15 d 的 N2O 累积排放量分别为 10. 2 和 15郾 4
滋g N2O鄄N·kg-1 . pH是影响土壤硝化作用强度和 N2O排放的主要因素,与两者均呈显著正相
关.林地土壤的矿化作用和 CO2排放量高于草地,中国林地土壤的矿化作用最强,其平均矿化
速率在 10 和 15 益时分别为 3. 08 和 2. 87 mg N·kg-1·d-1 .加拿大林地土壤 CO2排放量最高,
其 15 d的累积排放量在 10 和 15 益时分别为 314 和 370 mg CO2 鄄C·kg-1,土壤有机碳和水溶
性有机碳含量分别与有机氮矿化作用和 CO2排放量呈显著正相关.温度增加促进草地土壤硝
化作用及林地和草地土壤中 N2O的排放,也显著促进林地土壤中 CO2的排放.
关键词摇 土地利用方式摇 温度摇 氮矿化摇 硝化作用摇 N2O摇 CO2
*国家自然科学基金项目(41101284)、加拿大阿尔伯塔大学中国机遇基金项目和南京信息工程大学科研基金项目(20100369)资助.
**通讯作者. E鄄mail: mlang@ nuist. edu. cn
2011鄄12鄄13 收稿,2012鄄07鄄09 接受.
文章编号摇 1001-9332(2012)10-2670-07摇 中图分类号摇 X16摇 文献标识码摇 A
Effects of land use type and incubation temperature on soil nitrogen transformation and
greenhouse gas emission. LANG Man1,2, LI Ping1,2, ZHANG Xiao鄄chuan3 ( 1Jiangsu Key Labora鄄
tory of Agricultural Meteorology, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing
210044, China; 2College of Applied Meteorology, Nanjing University of Information Science & Tech鄄
nology, Nanjing 210044, China; 3Department of Renewable Resources, University of Alberta, Edm鄄
onton T6G 2E3, Canada) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2012,23(10): 2670-2676.
Abstract: A laboratory experiment with the soil samples collected from China and Canada was con鄄
ducted to study the effects of land use type ( forestland vs. grassland) and incubation temperature
(10 益 vs. 15 益) on the soil nitrification, nitrogen mineralization, and N2O and CO2 emissions
under aerobic condition. As compared with forestland soils, grassland soils had higher nitrification
rate and N2O emission, with the highest nitrification rate in China grassland soil. At 10 and 15 益,
the average net nitrification rate of China grassland soil was 2. 10 and 2. 86 mg N·kg-1·d-1, and
the cumulative N2O emission in 15 incubation days was 10. 2 and 15. 4 滋g N2O鄄N·kg-1, respec鄄
tively. Soil pH was the main factor affecting the nitrification rate and N2O emission, and there exis鄄
ted significant positive correlations between the soil pH and the nitrification rate and N2O emission.
Forestland soils had higher nitrogen mineralization rate and CO2 emission than grassland soils, and
China forestland soil had the highest nitrogen mineralization rate, with the average net mineraliza鄄
tion rate at 10 and 15 益 being 3. 08 and 2. 87 mg N·kg-1·d-1, respectively. The CO2 emission
was the highest in Canada forestland soil, and the cumulative CO2 emission in 15 incubation days at
10 and 15 益 was 314 and 370 mg CO2 鄄C·kg-1, respectively. The soil organic carbon and soluble
organic carbon contents had significant positive correlations with the soil nitrogen mineralization rate
应 用 生 态 学 报摇 2012 年 10 月摇 第 23 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. 2012,23(10): 2670-2676
and CO2 emission, respectively, whereas the increasing soil temperature promoted the nitrification
in grassland soils and the N2O emission from forestland soils and grassland soils. The same pro鄄
nounced effects of increasing temperature were also found on the CO2 emission from forestland soils.
Key words: land use type; temperature; nitrogen mineralization; nitrification; N2O; CO2 .
摇 摇 氮矿化和硝化作用是土壤氮素转化过程中的重
要环节.硝化作用不仅关系到矿化释放的铵态氮或
外源铵在土壤中的进一步转化,还关系到土壤氮的
损失和温室气体 N2O的排放等环境问题[1] . N2O 在
对流层中可吸收来自陆地的热辐射,减少地表向外
层空间的扩散,从而产生温室效应,其百年分子尺度
上的增温潜势是 CO2 的 296 倍[2] . N2O 还可以破坏
平流层中的臭氧,增加到达地面的紫外线辐射[2] .
有机氮矿化作用决定了土壤中用于植物生长的氮素
的可利用性,对生态系统的生产力具有直接影
响[3] .土壤中的氮矿化作用、硝化作用及其 N2O 排
放受很多因素影响. 土地利用方式的不同会导致土
壤 pH、微生物种类、数量,以及碳氮有效性的不
同[4-6],从而影响矿化作用和硝化作用的强度及
N2O 排放[7-8],如林地土壤相对于草地土壤而言具
有较低的 pH 值和较高的有机碳含量,因此两种土
壤的氮素转化速率具有显著差异[4-5],然而造成这
种差异的相关机制还不是很清楚. 温度对土壤微生
物活性具有重要影响,温度升高可能会增加[9]、降
低[10]或者不影响[6]土壤氮素转化速率,而目前有关
低温条件下( <15 益)土壤氮素转化速率的研究还
鲜有报道[11] .
林地和草地是中国和加拿大两种重要的土地利
用方式,且中国和加拿大的北部地区均处于寒温带,
年平均气温较低.本研究分析了低温条件下中国和
加拿大的林地土和草地土中硝化作用和矿化作用的
差异,并测定了 N2O 和 CO2 的排放量,以期为评估
氮素转化的影响因素提供科学依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 供试土壤
供试的 4 个土壤样本分别采自中国和加拿大,
利用方式分别为林地和草地. 中国的林地(CF)和
草地(CG)土壤样本采自黑龙江省北安市赵光镇
(47毅35忆—48毅33忆 N,126毅16忆—127毅53忆 E),气候属于
寒温带大陆性季风气候,土壤类型为暗沃冷凉淋溶
土.北安市年平均降雨量 553 mm,年平均气温 2 益 .
林地大约有 50 年的历史,主要树种为桦树(Betula
platyphylla)和杨树(Populus bonatii). 草地也有 50
年左右的历史,主要生长高羊茅(Festuca arundina鄄
cea)、三叶草(Trifolium incarnatum)和三棱草( Scir鄄
pus triqueter).加拿大的林地(AF)和草地(AG)土壤
采自阿尔伯塔省的 Linaria(54毅12忆 N,114毅8忆 W),年
平均气温 3 益,年平均降雨量 463 mm,土壤类型为
漂白冷凉淋溶土. 林地至少有 80 年的历史,主要树
种为白杨(Populus tremuloides),草地主要生长高羊
茅(Festuca arundinacea)、鸭茅(Dactylis glomerata)
和红三叶草(Trifolium pratense).土样(0 ~ 20 cm)采
集后,室内风干,磨碎,过 2 mm 筛.土壤的基本理化
性质见表 1.
1郾 2摇 土壤培养
每种土壤样本称取风干土 30 g于 56 个 250 mL
三角瓶中,加蒸馏水至 40%最大持水量(water hold鄄
ing capacity, WHC),盖上橡胶塞,不塞紧,将其中 28
个三角瓶置于(15依1) 益下,另外 28 个置于(10依1)
益下预培养7 d以便激活土壤微生物. 预培养结束
表 1摇 供试土壤的基本理化性质
Table 1摇 Physico鄄chemical properties of the test soils (mean依SD)
土壤
Soil
有机碳
SOC
(g·kg-1)
全氮
TN
(g·kg-1)
碳氮比
C / N
最大
持水量
WHC
(%)
铵态氮
NH4+鄄N
(mg·kg-1)
硝态氮
NO3-鄄N
(mg·kg-1)
水溶性
有机碳
WSOC
(mg·kg-1)
水溶性
有机氮
WSON
(mg·kg-1)
pH 砂粒
Sand
(% )
粉粒
Silt
(% )
粘粒
Clay
(% )
CF 57郾 5依1郾 1 3郾 73依0郾 13 15郾 4依1郾 1 88郾 9依4郾 0 18郾 6依1郾 2 24郾 4依1郾 6 237郾 6依11郾 0 33郾 2依1郾 9 5郾 16依0郾 15 17郾 5依1郾 7 70郾 1依3郾 4 12郾 4依3郾 1
CG 31郾 3依1郾 8 2郾 69依0郾 03 11郾 6依0郾 9 71郾 6依1郾 9 6郾 04依0郾 6 26郾 5依1郾 3 104郾 1依7郾 4 10郾 9依0郾 2 6郾 27依0郾 25 9郾 6依1郾 2 68郾 4依1郾 5 21郾 9依0郾 6
AF 46郾 9依1郾 4 3郾 23依0郾 02 14郾 5依0郾 7 75郾 2依2郾 5 4郾 71依0郾 6 1郾 5依0郾 5 451郾 8依3郾 9 34郾 8依1郾 2 4郾 98依0郾 12 40郾 3依2郾 7 54郾 0依3郾 6 5郾 6依0郾 9
AG 31郾 9依2郾 1 2郾 65依0郾 10 12郾 0依0郾 9 54郾 9依3郾 4 2郾 79依0郾 5 1郾 7依0郾 3 343郾 6依5郾 3 21郾 9依1郾 3 5郾 88依0郾 07 33郾 0依1郾 6 54郾 8依1郾 0 12郾 2依0郾 6
CF:中国林地土壤 Chinese forest soil; CG:中国草地土壤 Chinese grassland soil; AF:加拿大林地土壤 Canadian forest soil; AG:加拿大草地土壤 Canadian grassland
soil郾 下同 The same below郾
176210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 郎摇 漫等: 土地利用方式和培养温度对土壤氮转化及温室气体排放的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
时,随机选取 4 瓶测定土壤 NH4 + 鄄N 和 NO3 - 鄄N 含
量.在余下 24 瓶中加入 30 mg NH4 + 鄄N·kg-1(硝酸
铵),调节水分含量至 60%WHC,于设定温度下黑暗
培养 14 d,每隔 3 d 调节一次水分含量,保持 60%
WHC.分别在培养后的第 0、1、3、6、10、15 天随机选
取 4 瓶按液土比为 2郾 5 颐 1 加入 75 mL 2 mol·L-1
KCl溶液,振荡 1 h,提取土壤铵态氮和硝态氮.每次
取样前密封瓶子,分别在密闭后的 0 和 24 h 采样测
定 N2O和 CO2 的气体浓度.
1郾 3摇 分析方法
土壤 pH用 DMP鄄2 mV / pH计(Thermo Orion)测
定;土壤有机碳( soil organic carbon, SOC)和全氮
(total nitrogen, TN)用碳氮元素分析仪(NA Series
2, CE Instruments, Italy)测定;土壤质地采用比重计
法测定[12];KCl提取液的 NH4 + 鄄N和 NO3 - 鄄N含量用
SkalarplusSan流动分析仪测定;水溶性有机碳(water
soluble organic carbon, WSOC)和水溶性有机氮(wa鄄
ter soluble organic nitrogen, WSON)的测定参照 Bur鄄
ford和 Bremner[13]的方法,土壤用水浸提后过 0郾 45
滋m滤膜,然后用有机碳氮分析仪( Shimadzu Corp,
Kyoto, Japan)测定. N2O 浓度用装有63Ni 电子捕获
检测器(electron capture detector, ECD)的气相色谱
仪(Shimadzu GC鄄14B)测定,色谱柱为 80 / 100 目 Po鄄
rapak Q填充柱,进样器、检测器和填充柱的温度分
别为 100、300 和 65 益,用高纯 N2 作为反吹气,载气
为 95%氩气、5%甲烷,流速为 40 mL·min-1 . CO2
浓度用气相色谱分析仪(Shimadzu GC鄄14B)测定,检
测器为热导检测器 ( thermal conductivity detector,
TCD),色谱柱为 80 / 100 目 Chromosorb 102 填充柱,
进样器、检测器和填充柱的温度分别为 100、60 和
60 益,高纯 H2 作载气,载气流速为 80 mL·min-1 .
1郾 4摇 数据处理
净氮矿化速率(M,mg N·kg-1·d-1)和净硝化
速率(N,mg N·kg-1·d-1)按照下列公式计算:
M=[(NH4 ++NO3 -) t-(NH4 ++NO3 -) t0)] /
( t-t0) (1)
N=[(NO3 -) t-(NO3 -) t0] / ( t-t0) (2)
式中:NH4 +、NO3 -单位为 mg N·kg-1;t 为培养后的
天数;t0为 0 d.
N2O 排放速率 (F, ng N2O鄄N·kg-1 ·h-1 )和
CO2 排放速率(F,mg CO2 鄄C·kg-1·h-1)按照下列
公式计算:
F= 籽伊dc / dt伊V伊273 / (273+T) /W (3)
式中:籽为标准状态下 N2O鄄N或 CO2 鄄C的密度,分别
为 1郾 25 和 0郾 536 kg·m-3;dc / dt为单位时间内培养
瓶内气体浓度增加量,单位分别为 ppm· h-1和
ppb·h-1;V是培养瓶中气体的有效空间体积(m3);
W 为培养瓶内烘干土质量 ( kg); T 为培养温度
(益). N2O和 CO2 累积排放量通过相邻 2 次气体平
均排放速率与排放时间的乘积累加计算得出.
文中的数据为 4 次重复的平均值. 采用 SPSS
13郾 0 软件对数据进行单因素方差分析和相关分析,
用 Duncan (SSR)方法分析处理间差异显著性(琢 =
0郾 05),采用 Excel软件做图.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 硝化作用
从图 1 可以看出,土地利用方式对硝化作用具
有重要影响.对于中国和加拿大的土壤而言,在 2 个
培养温度下都表现为草地土壤的硝化作用显著大于
林地土壤. 4 个供试土样间硝化强度的差异显著,10
益下 CF、CG、AF、AG 的净硝化速率分别为 0郾 20、
2郾 10、0郾 04 和 0郾 99 mg N·kg-1·d-1,15 益下分别为
0郾 26、2郾 86、0郾 11 和 1郾 46 mg N·kg-1·d-1,中国草
地土壤(CG)硝化作用最强.相关分析结果表明,pH
是影响不同土壤间硝化强度的主要因素,随着 pH
升高,净硝化速率显著增加(表 2).此外,净硝化速
率与砂粒含量呈显著正相关,与粘粒含量、SOC、TN、
C / N、WSOC、WSON都呈显著负相关.草地土壤的硝
化作用对温度具有显著响应,15 益时 CG 和 AG 的
硝化速率显著高于 10 益,而培养温度从 10 益增加
到 15 益对林地土壤硝化作用影响不大.
图 1摇 土地利用方式和培养温度对土壤净硝化速率的影响
Fig. 1摇 Effects of land use type and incubation temperature on
net nitrification rate郾
不同字母表示处理间差异显著 (P<0郾 05) Different letters indicated
significant difference between treatments at 0郾 05 level郾 下同 The same
below郾
2762 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 23 卷
表 2摇 培养 15 d后硝化速率(rN)、氮矿化速率(rM)、N2O、CO2 累积排放量与土壤理化性质的相关系数
Table 2摇 Correlation coefficients between nitrification rate (rN), mineralization rate (rM), N2O, and CO2 cumulative emis鄄
sions and soil properties (n=32)
变量
Variable
有机碳
SOC
全氮
TN
碳氮比
C / N
水溶性
有机碳
WSOC
水溶性
有机氮
WSON
pH 砂粒
Sand
粉粒
Silt
粘粒
Clay
rN -0郾 79** -0郾 75** -0郾 67** -0郾 73** -0郾 87** 0郾 95** 0郾 61** 0郾 31 -0郾 89**
rM 0郾 97** 0郾 95** 0郾 94** 0郾 14 0郾 76** -0郾 48 -0郾 03 0郾 37 -0郾 41
N2O -0郾 76** -0郾 72** -0郾 81** -0郾 48 -0郾 85** 0郾 86** -0郾 46 -0郾 18 0郾 74**
CO2 0郾 42 0郾 35 0郾 55** 0郾 94** 0郾 81** -0郾 79** 0郾 89** -0郾 71* -0郾 95**
*P<0郾 05; **P<0郾 01.
2郾 2摇 氮矿化作用
土地利用方式对有机氮矿化作用的影响与硝化
作用正好相反(图 2),2 个培养温度下中国和加拿
大土壤都表现为林地土壤的有机氮矿化作用显著大
于草地土壤. 10 益时 4 个土样间有机氮矿化强度的
差异显著,CF、CG、AF、AG 的净矿化速率分别为
3郾 08、0郾 76、1郾 94、0郾 48 mg N·kg-1·d-1,中国林地
土壤(CF)的有机氮矿化作用最强.矿化作用的强度
大小与土壤 SOC、TN、C / N、WSON呈显著正相关,与
WSOC没有显著相关性(表 2).培养温度从 10 益增
加到 15 益对 CF、CG、AF土壤有机氮矿化没有显著
影响,但显著促进了 AG 土壤有机氮矿化作用的
进行.
2郾 3摇 N2O排放速率和累积排放量
土地利用方式对 N2O 排放的影响规律与硝化
作用相同(图 3).在 2 个培养温度下,无论是中国的
土壤还是加拿大的土壤,都表现为草地土壤的 N2O
排放速率和累积排放量显著大于林地土壤,N2O 排
放量按 CG>AG>CF>AF 的顺序递减,15 益时 CG
与 AG的 N2O累积排放量分别为 15郾 4 和 12郾 1
滋g N2O鄄N·kg-1,差异显著. 同硝化作用一样,N2O
排放量与 pH 呈显著正相关,与 SOC、 TN、 C / N、
WSON都呈显著负相关,但是与粘粒含量呈显著正
相关(表 2). N2O排放对温度变化较敏感,培养温度
图 2摇 土地利用方式和培养温度对土壤净氮矿化速率的影
响
Fig. 2摇 Effects of land use type and incubation temperature on
net nitrogen mineralization rate郾
从 10 益增加到 15 益,4 个土样 N2O 的排放速率在
整个培养期间都明显增加,培养 15 d 后 CF、CG、AG
土壤15 益时 N2O 排放量与 10 益时相比均显著
增加.
2郾 4摇 CO2 排放速率和累积排放量
温度对 CO2 排放速率的影响趋势与对 N2O 排
放速率的影响相同,15 益时 CO2 排放速率大于 10
益 (图 4),但只有林地土壤具有显著差异. 在 2 个
培养温度下,无论是中国的土壤还是加拿大的土壤,
都表现为林地土壤的CO2排放速率和累积排放量
图 3摇 土地利用方式和培养温度对 N2O排放速率和累积排放量的影响
Fig. 3摇 Effects of land use type and incubation temperature on N2O emission rate and cumulative emission.
376210 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 郎摇 漫等: 土地利用方式和培养温度对土壤氮转化及温室气体排放的影响摇 摇 摇 摇 摇 摇
图 4摇 土地利用方式和培养温度对 CO2 排放速率和累积排放量的影响
Fig. 4摇 Effects of land use type and incubation temperature on CO2 emission rate and cumulative emission.
显著大于草地土壤,而且加拿大林地土壤(AF)的
CO2 排放量最高,10 和 15 益时分别为 314 和 370
mg CO2 鄄C·kg-1 .水溶性有机碳含量是影响 CO2 排
放速率的主要因素,随着土壤水溶性有机碳含量的
增加,CO2 的排放速率显著增加(表 2).
3摇 讨摇 摇 论
pH是影响不同土壤间硝化强度差异的主要因
素.随着 pH降低,净硝化速率和 N2O排放量显著降
低[14-15] .本研究也表明,净硝化速率和 N2O 排放量
与 pH呈显著正相关. 硝化细菌适合在中性和碱性
的环境中生长,pH 5郾 0 ~ 5郾 5 的范围内自养硝化细
菌的数量很少,活性很低[16] .林地土壤 CF 和 AF 的
pH都小于 5郾 5,因此硝化活性相对较弱,排放的
N2O也小于草地土壤. 本研究中,中国的草地土壤
(CG)的 pH近中性,在 4 个土壤中 pH最高,因此硝
化作用和 N2O排放量也显著高于其他土壤.本研究
表明,土壤硝化作用的强度与粘粒和砂粒含量分别
呈显著负相关和正相关关系(表 2),说明土壤砂粒
含量越多,通气性越好,越有利于硝化作用的发生.
而粘粒含量高会抑制氧气的扩散,形成局部厌氧微
区,促进反硝化作用的发生并增加 N2O 排放量[13],
表 2 中 N2O排放量与土壤粘粒含量间的显著正相
关关系进一步证实了这一点.由表 2 还可以看出,土
壤硝化作用强度与 SOC、TN、C / N、WSOC、WSON 都
呈显著负相关,这可能是因为土壤对 NH4 +的固定与
硝化作用是 2 个相反的过程. Lang 等[17]研究表明,
土壤中 WSOC、WSON 越多越有利于 NH4 +的固定,
而WSOC与 WSON分别是 SOC、TN 的一部分,因此
硝化作用与这几个指标呈负相关关系.
土地利用方式对矿化作用的影响与硝化作用相
反,林地土壤的矿化作用显著高于草地土壤.相关分
析表明,全碳含量是影响矿化作用的主要因素.全碳
含量越高,为微生物提供的底物和能量也就越多,矿
化作用就越强[17-19] . 表 1 显示,中国和加拿大的林
地土壤因枯枝落叶的大量输入导致其全碳和全氮含
量都高于相应的草地土壤,由此使得林地土壤的矿
化强度显著高于草地土壤. Uri等[20]报道,林地土壤
表层 10 cm 的净矿化速率约是草地土壤的 2 倍,这
与本研究结果相似.
在没有种植作物的实验室培养条件下,土壤
CO2 排放可以代表微生物的呼吸强度[21] .微生物呼
吸量与有机氮矿化密切相关. 无论是中国还是加拿
大的土壤都表现为林地土壤的 CO2 排放量大于草
地土壤,这与有机氮矿化作用的表现相一致. 然而,
加拿大的林地土壤和草地土壤的 CO2 排放量分别
显著高于中国的林地土壤和草地土壤,与矿化作用
相反.统计分析表明,CO2 排放量与水溶性有机碳
(WSOC)含量呈显著正相关,与全碳含量则没有显
著相关性.这是因为水溶性有机碳是能够被微生物
直接利用的有效形式[22],虽然土壤中 SOC 含量很
少,但是对土壤微生物的活性具有重要影响,SOC含
量的大小决定了 CO2 排放量的高低[23-24] . Ullah 和
Zinati[25]研究也发现,SOC 含量与土壤微生物呼吸
量显著相关. CO2 从土壤释放到大气的过程与土壤
质地有关,土壤砂粒含量越高,粘粒含量越少,越有
利于 CO2 的排放[21],本文的相关分析结果也证实了
这一点(表 2).
温度是影响土壤硝化作用的重要因素,温度增
加,硝化细菌的活性增强[9] . 然而在本研究中,培养
温度从 10 益增加到 15 益只对草地土壤的硝化作用
具有显著促进作用,对林地土壤的硝化作用没有显
著影响.这可能是因为林地土壤的硝化活性很低,在
硝化细菌数量较少的土壤中,小幅度的增温对硝化
作用的影响不明显. Stottlemyer 和 Toczydlowski[10]发
现在 5 ~ 20 益的范围内,林地土壤的硝化强度没有
4762 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 23 卷
明显变化,这与本研究结果相一致. 本试验结果表
明,5 益的增温幅度对有机氮的矿化作用没有显著
影响,说明氨化细菌对温度变化不敏感,这也验证了
van Sch觟ll 等[26]的研究结果. 虽然温度升高只促进
了草地土壤的硝化作用,但是温度升高促进了所有
供试土壤中 N2O的排放,说明 N2O的产生与排放对
温度的变化非常敏感[27] . Sitaula 和 Bakken[28]也曾
报道,在 3 ~ 15 益范围内,硝化过程中排放的 N2O
随着温度升高而显著增加.
温度升高显著促进了林地土壤中 CO2 的排放,
对草地土壤 CO2 的排放没有显著影响,可能的原因
是草地土壤的有机碳含量较低,而土壤微生物呼吸
量的大小取决于微生物生存的基质有效碳含量的高
低.温度升高,微生物活性增加,对底物的分解或者
对底物的需求能力增加[29],在底物数量较少的情况
下不能满足微生物呼吸对能量增加的需求,因此温
度变化对草地土壤的 CO2 排放没有显著影响.值得
注意的是,温度升高显著促进了林地土壤中微生物
呼吸速率,却对林地土壤有机氮的矿化速率没有显
著影响. 有研究表明,温度改变对 CO2 排放的影响
远大于对有机氮矿化释放 NH4 +的影响[29-30],本研
究结果与其一致.
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作者简介 摇 郎 摇 漫,女,1982 年生,博士,讲师. 主要从事土
壤氮素转化与环境变化研究. E鄄mail: mlang@ nuist. edu. cn
责任编辑摇 肖摇 红
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