全 文 ：书不同淹水频率洪泛区湿地土壤氨挥发研究
高海峰１，白军红１，黄来斌１，王国平２，黄辰１，刘佩佩１
（１．北京师范大学环境学院 水环境模拟国家重点实验室，北京１００８７５；２．中国科学院东北地理与农业生态研究所，吉林 长春１３００１２）
摘要：在向海洪泛区湿地以不同淹水频率划分垂直河道方向的５个典型样区（常年淹水洪泛区、一年一遇洪泛区、
五年一遇洪泛区、十年一遇洪泛区和百年一遇洪泛区），应用通气法在芦苇生长季，分别于７，９和１１月对各样地土
壤氨挥发速率进行测定，结果表明，研究区９月土壤氨挥发速率最高，１１月次之，７月土壤氨挥发速率最低，且差异
显著，７，９，１１月实验期土壤氨挥发平均速率分别为０．１７５，１．１５５，０．６５１ｍｇ／（ｍ２·ｈ）；７月不同淹水频率的样地间
氨挥发速率无显著差异，９月沿淹水频率增加方向土壤氨挥发速率呈现“Ｕ”型，即淹水频率最低和最高的样地土壤
氨挥发速率高，五年一遇洪泛区湿地土壤氨挥发速率最低，１１月的变化趋势则与９月相反，五年一遇和一年一遇洪
泛区湿地土壤氨挥发速率较其他样点略高；此外，放牧等干扰明显加剧了土壤氨挥发。
关键词：氨挥发；淹水频率；洪泛区湿地；沼泽土
中图分类号：Ｓ１５１．９ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００４５７５９（２０１２）０５０３１１０６
洪泛区是河流在周期性水文因素控制下，洪水漫出河道而形成的一种复杂的湿地环境；河流水文情势与地貌
条件直接影响洪泛区空间展布和集水状况［１］。洪泛区湿地是在洪水作用下通过一系列的物理过程、化学过程和
生物过程形成的生物地球化学障碍带，具有降低洪水流速、削减洪峰流量、减少泥沙输移、过滤营养成分和杂质等
生态功能［２］。洪泛区湿地的消长速率与洪水发生频率、持续时间以及洪流携带泥沙的含量有关，洪水的周期性作
用造就了洪泛区湿地土壤干湿交替的生境，在很大程度上影响着洪泛湿地土壤营养元素的动态变化［３，４］。研究
表明洪水频率、持续时间对土壤养分含量、转化及分布和洪泛区湿地生态系统动力学具有重要的影响［５８］。土壤
氨挥发是土壤氮素循环的一个重要环节，也是湿地土壤氮素气态损失的主要途径［９］。因此洪泛区湿地土壤氨转
化及氨挥发可能会受不同淹水频率的影响。以往的研究多集中于农田土壤氮素损失［１０１２］，且多是探讨水肥条件
对土壤氨挥发的影响以期提高Ｎ肥利用率。目前尽管Ｓｕｎ等［１３］研究了三江平原不同植被群落湿地氨挥发，但
对洪泛区湿地不同淹水频率下土壤氨挥发的研究却鲜有报道。研究淹水频率对洪泛区湿地土壤氨挥发的影响，
可为进一步研究洪泛区湿地氮素循环特征及其土壤质量演变，增加湿地初级生产力，为洪泛区湿地土壤质量演变
和优化管理提供科学依据。
１ 材料与方法
１．１ 研究区概况
研究区地处霍林河中下游的洪泛区，位于松嫩平原西部的向海国家级自然保护区境内（东经１２２°０５′～
１２２°３１′，北纬４４°５５′～４５°０９′），属内陆沼泽湿地。该地区处于北温带大陆性季风气候区的吉林省半干旱草原和
农牧交错地带，总体特征为四季分明，雨热同期，光照、温度及降水等受季节影响明显。年均温５．１℃，年均降水
量４０８．２ｍｍ，多集中在７，８月份；年平均蒸发量１９４５ｍｍ，约为降水量的５倍［１４］；该区全年盛行西南风，风速一
般５～６级，多年月平均风速的最大值和最小值分别出现在４和８月，其值分别为５．３和３．０ｍ／ｓ。研究区土壤
类型为沼泽土，植被以芦苇群落为主。
第２１卷 第５期
Ｖｏｌ．２１，Ｎｏ．５
草 业 学 报
ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ
３３１－３３６
２０１２年１０月
收稿日期：２０１１０８１９；改回日期：２０１１１１０１
基金项目：国家重点基础研究计划项目（９７３计划）（２０１０ＣＢ９５１１０２），国家自然科学基金项目（５０８７９００５，５１１７９００６）和教育部新世纪优秀人才支
持计划项目（ＮＥＣＴ１００２３５）资助。
作者简介：高海峰（１９８４），男，甘肃兰州人，在读博士。Ｅｍａｉｌ：ｇａｏｈｆ０３＠ｈｏｔｍａｉｌ．ｃｏｍ
通讯作者。Ｅｍａｉｌ：ｊｕｎｈｏｎｇｂａｉ＠１６３．ｃｏｍ
１．２ 样品采集与分析
研究区按洪水发生频率设置５个样区，分别为百年一遇洪泛区（Ｈ）、十年一遇洪泛区（Ｔ）、五年一遇洪泛区
（Ｆ）、一年一遇洪泛区（Ｏ）和常年淹水洪泛区（Ｂ）［５，６］。土壤氨挥发测定分别于２０１０年７，９和１１月在５个样区进
行，每个样区单个装置测定３０～６０ｍｉｎ，３～４个平行测定，并记录样地主要信息（表１）。因１１月份芦苇枯死且被
收割，所以于生长季（７和９月）在每个样区内随机布设３个０．５ｍ×０．５ｍ植物样方测定芦苇高度和生物量。
２０１０年７月实验时同时在每个样区随机采土壤表层（０～１０ｃｍ）样品，３个重复，分析土壤基本理化性质。土壤
ｐＨ及电导率分别采用ｐＨ计和电导率仪测定（水土比为５∶１）；土壤容重的测定采用烘干法将环刀样品在１０５℃
烘箱内烘至恒重［１５］。土壤全氮用半微量凯氏法消解［１６］后，用流动分析仪测定。土壤粒度使用激光粒度仪（Ｍａｓ
ｔｅｒｓｉｚｅｒ２０００Ｍａｒｌｖｅｒｎ，英国）测定。采用收获法测定各样方的地上生物量，然后带回室内在８０℃恒温下烘干称
重［１７］。
土壤氨挥发实验采用的通气法装置由聚氯乙烯硬质塑料管制成，内径１５ｃｍ，高１０ｃｍ，测定过程见文献
［１８］，测定时吸收的氨用ＫＣｌ溶液浸提后，用流动分析仪（荷兰ＳＫＡＬＡＲ公司ＳＡＮ＋＋ｓｙｓｔｅｍ）测定。
表１ 实验期样地信息
犜犪犫犾犲１ 犛犻狋犲犱犲狊犮狉犻狆狋犻狅狀犱狌狉犻狀犵狋犺犲狆犲狉犻狅犱犳狉狅犿犑狌犾狔狋狅犖狅狏犲犿犫犲狉
采样时间
Ｓａｍｐｌｉｎｇ
ｓｅａｓｏｎ
气温
Ａｉｒｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ
（℃）
地温
Ｓｏｉｌｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ（℃）
－５ｃｍ －１５ｃｍ
样地描述
Ｓｉｔｅｄｅｓｃｒｉｐｔｉｏｎ
７月
Ｊｕｌｙ
３６．１ ３２．５ ２９．５ 优势种为芦苇，各样地芦苇高度无明显变化，地表土壤干燥；距离河床由远及近方向植物
多样性逐渐增加、地表土壤颜色加深。Ｔｈｅｄｏｍｉｎａｎｔｓｐｅｃｉｅｓｉｓ犘犺狉犪犵犿犻狋犲狊犪狌狊狋狉犪犾犻狊．
Ｔｈｅｒｅｉｓｎｏｏｂｖｉｏｕｓｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｉｎｔｈｅｈｅｉｇｈｔｏｆ犘．犪狌狊狋狉犪犾犻狊ａｍｏｎｇｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓ．Ｔｈｅ
ｓｕｒｆａｃｅｓｏｉｌｉｓｄｒｙ．Ｔｈｅｐｌａｎｔｄｉｖｅｒｓｉｔｙｉｎｃｒｅａｓｅｓａｎｄｓｕｒｆａｃｅｓｏｉｌｃｏｌｏｒｂｌａｃｋｅｎｓｗｉｔｈｄｅ
ｃｒｅａｓｉｎｇｄｉｓｔａｎｃｅｓｔｏｔｈｅｒｉｖｅｒｂｅｄ．
９月
Ｓｅｐｔｅｍｂｅｒ
３６．９ ２９．５ ２５．０ 芦苇被动物啃食现象明显，地表有少量牛羊粪便、有轻微踩踏痕迹，地表土壤干燥。Ｉｔｉｓ
ｏｂｖｉｏｕｓｔｈａｔｓｏｍｅ犘．犪狌狊狋狉犪犾犻狊ｗａｓｅａｔｅｎｂｙｃａｔｔｌｅａｎｄｓｈｅｅｐａｎｄｔｈｅｉｒｄｒｏｐｐｉｎｇｓｃａｎｂｅ
ｆｏｕｎｄｏｎｔｈｅｇｒｏｕｎｄ．Ｓｕｒｆａｃｅｓｏｉｌｉｓｄｒｙａｎｄｗｉｔｈｓｌｉｇｈｔｔｒａｍｐｌｅｔｒａｃｅ．
１１月
Ｎｏｖｅｍｂｅｒ
１１．８ ３．５ ３．１ 芦苇被收割，残留地上部分约１ｃｍ，地表踩踏痕迹明显，地表土壤干燥、松散。犘．犪狌狊狋
狉犪犾犻狊ｗａｓｈａｒｖｅｓｔｅｄａｎｄｏｎｌｙａｐｐｒｏｘｉｍａｔｅｌｙ１ｃｍｓｔａｎｄｉｎｇｓｔｅｍｓｌｅｆｔ．Ｓｕｒｆａｃｅｓｏｉｌｉｓｍｕｃｈ
ｄｒｙｅｒａｎｄｌｏｏｓｅｒｗｉｔｈｏｂｖｉｏｕｓｔｒａｍｐｌｅｔｒａｃｅ．
１．３ 数据处理与统计
土壤氨挥发速率计算公式如下：
ＮＨ３Ｎ（ｍｇ／ｍ２·ｈ）＝Ｍ／（Ａ×Ｄ） （１）
式中，Ｍ———为单个装置平均每次测得的铵态氮量（ｍｇ）；Ａ———为捕获装置的横截面积（ｍ２）；Ｄ———为每次连续
捕获的时间（ｈ）。
运用ＳＰＳＳ１３．０软件对同一样点不同时期以及同一时期不同样地间土壤氨挥发速率、生物量进行方差分析。
采用Ｏｒｉｇｉｎ８．０软件对数据进行作图。
２ 结果与讨论
图１表明了不同时期研究区不同淹水频率湿地土壤氨挥发速率的变化。除Ｆ区外，９月土壤氨挥发速率最
高，１１月次之，７月土壤氨挥发速率最低，３次监测期（７，９和１１月）土壤氨挥发速率差异显著（犘＜０．０５），７，９和
１１月的土壤氨挥发平均速率分别为０．１７５，１．１５５以及０．６５１ｍｇ／（ｍ２·ｈ）。
温度能够显著影响氨挥发过程，其作用是通过影响与氨挥发有关的主要生物化学过程而产生间接的影响。
２３３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１２） Ｖｏｌ．２１，Ｎｏ．５
已有研究发现氨挥发速率与大气温度呈现一定的
图１ 不同淹水频率洪泛区湿地土壤氨挥发速率时空变化
犉犻犵．１ 犛狆犪狋犻犪犾犪狀犱狋犲犿狆狅狉犪犾犮犺犪狀犵犲狊犻狀狊狅犻犾犪犿犿狅狀犻犪狏狅犾犪狋犻犾犻狕犪狋犻狅狀
狉犪狋犲狊犻狀狋犺犲犳犻狏犲犳犾狅狅犱狆犾犪犻狀狑犲狋犾犪狀犱狊狑犻狋犺犱犻犳犳犲狉犲狀狋
犳犾狅狅犱犻狀犵犳狉犲狇狌犲狀犮犻犲狊
不同小写字母表示在同一采样期不同样地间土壤氨挥发速率具有显著性
差异（犘＜０．０５），不同大写字母表示同一样地的土壤氨挥发速率在不同采样
期间存在显著差异（犘＜０．０５）。Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｍａｌｌｅｔｔｅｒｓｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ
ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔｔｈｅ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌａｍｏｎｇｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓｄｕｒｉｎｇｔｈｅｓａｍｅｓａｍ
ｐｌｉｎｇｐｅｒｉｏｄ；Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｃａｐｉｔａｌｌｅｔｔｅｒｓｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔｔｈｅ犘
＜０．０５ｌｅｖｅｌａｍｏｎｇｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓａｍｐｌｉｎｇｄａｔｅｓａｔｔｈｅｓａｍｅｓｉｔｅ．
正相关关系［１８，１９］。本研究发现在地上植被均受
到一定程度的破坏时，洪泛区湿地９月份土壤氨
挥发速率显著高于１１月份。这主要是与１１月份
相比，研究区９月份气温较高，蒸发量较大（表１，
２），所以较高温度增加了脲酶活性，进而加速了尿
素分解过程［１９］，导致 ＮＨ３ 和 ＮＨ４＋的扩散速率
增加［２０］，氨挥发损失量加大。但是研究区７月份
的气温和地温与９月份相当（表１），而７月份土
壤氨挥发量显著低于９月份，这主要与９月份湿
地植被地上部分受到一定程度的破坏有关。
植被生长状况也是影响氨挥发的一个重要原
因。７月份植被处于快速生长阶段，植被需要吸
收大量铵态氮来满足生长需求［２１］，故铵态氮以氨
挥发形式的损失量就相应减少；同时植被覆盖降
低了地表风速，进而导致氨气扩散速率也相对较
低［１０，２２］。但是植被覆盖度的下降则增加了土壤
水分的散失，进一步增强了对氨挥发过程的影响。
高鹏程和张一平［２３］的研究也表明，当土壤水分存
在散失时，氨挥发量将会随土壤湿度的增加而有不同程度的增加。研究区自９月开始受到放牧、收割等人为干
扰，９月芦苇生物量显著低于７月（犘＜０．０５，表２）；同时动物践踏改变了土壤物理状况，影响了根系对土壤营养
（如ＮＨ４＋Ｎ）的吸收［２４］，从而导致地表土壤松散，紧实度下降，土壤透气性增加［２５］。这可能也是导致９和１１月
氨挥发速率增加的重要原因。
表２ 不同淹水频率洪泛区湿地生长季芦苇高度和生物量（平均值±标准差）
犜犪犫犾犲２ 犘．犪狌狊狋狉犪犾犻狊犫犻狅犿犪狊狊犻狀狋犺犲犳犻狏犲犳犾狅狅犱狆犾犪犻狀狑犲狋犾犪狀犱狊狑犻狋犺犱犻犳犳犲狉犲狀狋犳犾狅狅犱犻狀犵犳狉犲狇狌犲狀犮犻犲狊（犿犲犪狀±犛犇）
样点
Ｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅ
７月Ｊｕｌｙ
高度 Ｈｅｉｇｈｔ（ｃｍ）生物量（干重）Ｂｉｏｍａｓｓ（ｄｒｙｗｅｉｇｈｔ）（ｇ／ｍ２）
９月Ｓｅｐｔｅｍｂｅｒ
高度 Ｈｅｉｇｈｔ（ｃｍ）生物量（干重）Ｂｉｏｍａｓｓ（ｄｒｙｗｅｉｇｈｔ）（ｇ／ｍ２）
Ｈ ３０．３±４．０ａＡ ５３０．４±１０２．０ａｃＡ ２５．３±４．５ａＡ １１５．６±３３．７ａＢ
Ｔ ４２．７±３．１ｂＡ ７３０．５±１３５．２ｂＡ ３０．７±２．３ａＢ １５３．９±４４．９ａＢ
Ｆ ３６．７±１．５ｃｄＡ ４９６．５±７７．２ａｃＡ ３０．７±３．５ａＡ １５１．９±７．４ａＢ
Ｏ ３３．３±２．９ａｃＡ ５４６．７±１１９．１ａＡ ２７．０±０．０ａＡ １５７．４±１５．７ａＢ
Ｂ ４１．０±３．６ｂｄＡ ３６４．４±６０．４ｃＡ ４４．３±９．３ｂＡ ３４５．４±５２．２ｂＡ
注：不同小写字母表示在同一采样期不同样地间生物统计数据具有显著性差异（犘＜０．０５），不同大写字母表示同一样地的生物统计数据在不同采
样期间存在显著差异（犘＜０．０５）。
Ｎｏｔｅ：Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓｍａｌｌｅｔｔｅｒｓｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔｔｈｅ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌａｍｏｎｇｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓｄｕｒｉｎｇｔｈｅｓａｍｅｓａｍｐｌｉｎｇｄａｔｅ；Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ
ｃａｐｉｔａｌｌｅｔｔｅｒｓｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅａｔｔｈｅ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌａｍｏｎｇｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓａｍｐｌｉｎｇｄａｔｅｓａｔｔｈｅｓａｍｅｓｉｔｅ．
从空间上看，７月份各洪泛区湿地间土壤氨挥发速率无显著差异（犘＞０．０５）；９月各洪泛区土壤氨挥发速率
沿淹水频率增加方向呈现“Ｕ”型变化趋势，Ｈ、Ｏ和Ｂ区土壤氨挥发速率较高，Ｆ区的土壤氨挥发速率最低，且存
在显著性差异（犘＜０．０５）；１１月土壤氨挥发速率最大的区域出现在Ｆ和Ｏ区，稍高于Ｂ区和Ｈ区。
氨挥发过程发生在湿地地表或湿地水层与大气的界面上。由于相同时期内各洪泛区湿地气候条件相同，因
３３３第２１卷第５期 草业学报２０１２年
此，各洪泛区湿地间氨挥发速率的差异性则决定于土壤ｐＨ、质地及氮素物质基础等［１３］。已有研究表明氨挥发仅
发生在碱性土壤中［２６］，且土壤ｐＨ控制着水－土体系中ＮＨ４＋Ｎ向ＮＨ３Ｎ的转化过程［２７］。Ｒａｏ等［２８］指出当湿
地水体ｐＨ值为８～９时，ＮＨ４＋Ｎ将会向 ＮＨ３Ｎ发生大量转化。本研究区各洪泛区湿地土壤均为碱性土壤
（ｐＨ＞８，表３），有利于发生土壤氨挥发损失，但土壤ｐＨ与ＮＨ３ 挥发量的相关关系不显著（犘＞０．０５），这表明在
碱性条件下，土壤ｐＨ值并不是导致各洪泛区湿地土壤氨挥发速率不同的主要限制性因素。
土壤质地和紧实度通过影响着土壤的透气性以及对ＮＨ３Ｎ和ＮＨ４＋Ｎ的吸附特性，也能够影响土壤氨挥
发过程［２３］。本研究发现７月土壤氨挥发速率与土壤粘粒（犘＜０．０１）和粉砂（犘＜０．０１）呈显著正相关关系，与沙
粒（犘＜０．０１）呈显著负相关关系（表４），这可能与ＮＨ４＋Ｎ易被土壤粘粒吸附有关。但放牧后的９和１１月土壤
氨挥发速率与土壤质地的相关性不显著（犘＞０．０５）。各洪泛区湿地土壤全氮含量仅与１１月的土壤氨挥发量呈
正相关关系（犘＜０．０５），表明土壤初始氮含量差异不是导致各洪泛区湿地土壤氨挥发量不同的决定性因素。
此外，土壤水分条件也是影响氨挥发量的重要因素［２９］，但以往的研究并没有得到统一的结论。一种观点认
为土壤较低的含水率会降低土壤脲酶活性，不利于尿素的水解，因此较高的含水率有利于氮素以氨挥发的形式产
生氮损失［３０］；但也有研究得出了相反的结论［３１，３２］。本研究中各洪泛区湿地在放牧前土壤含水率与氨挥发量无显
著相关关系（犘＞０．０５，表４），但由于放牧后各洪泛区湿地植被减少、土壤表层结构破坏严重，地表变干（表１），所
以土壤含水率的微小差异可能是造成放牧后各洪泛区湿地土壤氨挥发差异显著的原因，仍需要更进一步的实验
来证实这一结论。
表３ 向海湿地土壤基本性质（平均值±标准差）
犜犪犫犾犲３ 犛狅犻犾狆狉狅狆犲狉狋犻犲狊狅犳犡犻犪狀犵犺犪犻犠犲狋犾犪狀犱（犿犲犪狀±犛犇）
样点
Ｓａｍｐｌｉｎｇ
土层深度
Ｓｏｉｌｄｅｐｔｈ（ｃｍ）
ｐＨ 电导率
ＥＣ（μｓ／ｃｍ）
容重
Ｂｕｌｋｄｅｎｓｉｔｙ（ｇ／ｃｍ３）
粘粒
Ｃｌａｙ（％）
粉砂
Ｓｉｌｔ（％）
砂
Ｓａｎｄ（％）
全氮
ＴｏｔａｌＮ（ｇ／ｋｇ）
Ｈ ０～１０ ８．２９±０．０８ａ ９５．１０±１．４８ａ １．５０±０．０８ａ ４．１３ １０．１３ ８５．７４ ０．９３±０．０６ａ
Ｔ ０～１０ ８．１６±０．０４ｂ ９８．１０±０．７５ｂ １．５３±０．１５ａ ２．９７ ７．０９ ８９．９４ ２．００±０．１８ｂ
Ｆ ０～１０ ８．０８±０．０４ｂｄ １５２．７０±１１．７５ｃ １．０４±０．０８ｂ １３．５５ ３０．２９ ５６．１６ ３．５７±０．１２ｃ
Ｏ ０～１０ ８．５０±０．１０ｃ １２０．７０±４．６８ｄ １．４１±０．１２ａ １２．０２ ２８．０２ ５９．９６ ３．７５±０．３２ｃ
Ｂ ０～１０ ８．０１±０．０３ｄ １７６．５７±０．４７ｅ ０．９９±０．０５ｂ ３．４１ ７．８４ ８８．７４ ３．５９±０．１０ｃ
不同字母表示不同样地间存在显著性差异（犘＜０．０５）。
Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｌｅｔｔｅｒｓｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓａｔｔｈｅ犘＜０．０５ｌｅｖｅｌａｍｏｎｇｓａｍｐｌｉｎｇｓｉｔｅｓ．
表４ 向海湿地土壤氨挥发速率与基本性质的相关关系矩阵
犜犪犫犾犲４ 犆狅狉狉犲犾犪狋犻狅狀犿犪狋狉犻狓犫犲狋狑犲犲狀犪犿犿狅狀犻犪狏狅犾犪狋犻犾犻狕犪狋犻狅狀狉犪狋犲犪狀犱狊狅犻犾狆狉狅狆犲狉狋犻犲狊狅犳犡犻犪狀犵犺犪犻犠犲狋犾犪狀犱
项目
Ｉｔｅｍ
月
Ｍｏｎｔｈ
全氮
ＴＮ
ｐＨ 电导率
ＥＣ
容重
Ｂｕｌｋｄｅｎｓｉｔｙ
粘粒
Ｃｌａｙ
粉砂
Ｓｉｌｔ
砂
Ｓａｎｄ
土壤含水率
Ｗａｔｅｒｃｏｎｔｅｎｔ
氨挥发速率 ７月Ｊｕｌｙ ０．５８ ０．５５ ０．１２ －０．１４ ０．９６ ０．９７ －０．９７ ０．１０
Ａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ ９月Ｓｅｐｔｅｍｂｅｒ ０．０４ ０．５０ ０．０２ ０．１４ －０．２１ －０．１８ ０．１９ －０．２９
ｒａｔｅ １１月Ｎｏｖｅｍｂｅｒ ０．８８ －０．０４ ０．５５ －０．５６ ０．８４ ０．８３ －０．８３ ０．６０
表示在０．０５水平上显著相关；表示在０．０１水平上显著相关。
Ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｔｔｈｅｌｅｖｅｌｏｆ犘＜０．０５；Ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｓｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎａｔｔｈｅｌｅｖｅｌｏｆ犘＜０．０１．
放牧后植被和地表土壤结构被破坏，土壤透气性增加，氨挥发强度也相应增加。但由于各洪泛区湿地的放牧
程度不同，随机性较大，所以氨挥发速率的差异性变化可能主要来自于不同的植被破坏程度。而且氨挥发过程是
一个发生在大气－土壤界面包括多种反应的复杂动力学过程，严重的人为干扰增加了这一过程的复杂性。因此，
要明确各因素对氨挥发过程的综合作用仍需开展进一步的研究。
４３３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１２） Ｖｏｌ．２１，Ｎｏ．５
参考文献：
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ＧＡＯＨａｉｆｅｎｇ１，ＢＡＩＪｕｎｈｏｎｇ１，ＨＵＡＮＧＬａｉｂｉｎ１，ＷＡＮＧＧｕｏｐｉｎｇ２，ＨＵＡＮＧＣｈｅｎ１，ＬＩＵＰｅｉｐｅｉ１
（１．ＳｔａｔｅＫｅｙＬａｂｏｒａｔｏｒｙｏｆＷａｔｅｒＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＳｉｍｕｌａｔｉｏｎ，ＳｃｈｏｏｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ＢｅｉｊｉｎｇＮｏｒｍａｌ
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Ｅｃｏｌｏｇｙ，ＣｈｉｎｅｓｅＡｃａｄｅｍｙｏｆＳｃｉｅｎｃｅ，Ｃｈａｎｇｃｈｕｎ１３００１２，Ｃｈｉｎａ）
犃犫狊狋狉犪犮狋：Ａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｗａｓｍｏｎｉｔｏｒｅｄｔｏｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｔｈｅａｍｍｏｎｉａｌｏｓｓｉｎａｌｋａｌｉｎｅｗｅｔｌａｎｄｓ．Ｉｎｓｉｔｕ
ａｉｒｆｌｏｗｅｎｃｌｏｓｕｒｅｗａｓｕｓｅｄｔｏｍｅａｓｕｒｅｔｈｅａｍｏｕｎｔｏｆａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｏｆｍａｒｓｈｓｏｉｌｓｉｎ５ｔｙｐｉｃａｌｚｏｎｅｓ
［ｉｎｃｌｕｄｉｎｇｐｅｒｍａｎｅｎｔｌｙｆｌｏｏｄｐｌａｉｎ（Ｂ），１ｙｅａｒｆｌｏｏｄｐｌａｉｎ（Ｏ），５ｙｅａｒｆｌｏｏｄｐｌａｉｎ（Ｆ），１０ｙｅａｒｆｌｏｏｄｐｌａｉｎ（Ｔ），
１００ｙｅａｒｆｌｏｏｄｐｌａｉｎ（Ｈ）］ｗｈｉｃｈａｒｅｄｉｖｉｄｅｄｂｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔｆｌｏｏｄｉｎｇｆｒｅｑｕｅｎｃｉｅｓａｌｏｎｇｔｈｅｖｅｒｔｉｃａｌｄｉｒｅｃｔｉｏｎｏｆｔｈｅ
ｒｉｖｅｒｃｈａｎｎｅｌｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｆｌｏｏｄｐｌａｉｎｗｅｔｌａｎｄｓｏｆｔｈｅＸｉａｎｇｈａｉＮａｔｉｏｎａｌＮａｔｕｒｅＲｅｓｅｒｖｅ，ＪｉｌｉｎＰｒｏｖｉｎｃｅ，ｉｎｄｉｆｆｅｒ
ｅｎｔｇｒｏｗｉｎｇｓｅａｓｏｎｓ（Ｊｕｌｙ，Ｓｅｐｔｅｍｂｅｒ，ａｎｄＮｏｖｅｍｂｅｒ２０１０）．Ｔｈｅｈｉｇｈｅｓｔａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｒａｔｅ（１．１５５
ｍｇ／ｍ２）ｗａｓｏｂｓｅｒｖｅｄｉｎＳｅｐｔｅｍｂｅｒ（０．６５１ｍｇ／ｍ２）ｆｏｌｏｗｅｄｂｙＮｏｖｅｍｂｅｒ，ｗｈｉｌｅｔｈｅｌｏｗｅｓｔｒａｔｅｗａｓｉｎＪｕｌｙ
（０．１７５ｍｇ／ｍ２）．Ｔｈｅｒｅｗｅｒｅｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｉｎｔｈｅａｍｏｕｎｔｏｆａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｉｎｄｉｆｆｅｒｅｎｔｓａｍ
ｐｌｉｎｇｓｅａｓｏｎｓ．Ｈｏｗｅｖｅｒ，ｎｏｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅｓｗｅｒｅｏｂｓｅｒｖｅｄｉｎａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｒａｔｅｓｂｅｔｗｅｅｎｓｉｔｅｓ
ｉｎＪｕｌｙ．Ｔｈｅｖａｌｕｅｓｏｆａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎａｐｐｅａｒｅｄ“Ｕ”ｓｔｙｌｅｗｉｔｈｉｎｃｒｅａｓｉｎｇｆｌｏｏｄｉｎｇｆｒｅｑｕｅｎｃｉｅｓｉｎＳｅｐ
ｔｅｍｂｅｒ（ｉ．ｅ．ｔｈｅａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｒａｔｅｓｗｅｒｅｈｉｇｈｅｒｉｎｔｈｏｓｅｚｏｎｅｓｎｅａｒｏｒｆａｒａｗａｙｆｒｏｍｔｈｅｒｉｖｅｒｃｈａｎｎｅｌ
ｔｈａｎｔｈｏｓｅｉｎｔｈｅｍｉｄｄｌｅｚｏｎｅｓ）．Ｈｏｗｅｖｅｒ，ｔｈｅａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｒａｔｅｓｗｅｒｅｈｉｇｈｅｒｉｎｂｏｔｈｔｈｅ５ｙｅａｒａｎｄ
１０ｙｅａｒｆｌｏｏｄｐｌａｉｎｓｉｎＮｏｖｅｍｂｅｒ．Ｇｒａｚｉｎｇｗａｓｏｎｅｏｆｔｈｅｉｍｐｏｒｔａｎｔｆａｃｔｏｒｓｔｈａｔｉｎｆｌｕｅｎｃｅｄｉｎｃｒｅａｓｅｄｎｉｔｒｏｇｅｎ
ｌｏｓｓｅｓｔｈｒｏｕｇｈａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎｆｒｏｍａｌｋａｌｉｎｅｗｅｔｌａｎｄｓｏｉｌｓ．
犓犲狔狑狅狉犱狊：ａｍｍｏｎｉａｖｏｌａｔｉｌｉｚａｔｉｏｎ；ｆｌｏｏｄｉｎｇｆｒｅｑｕｅｎｃｙ；ｆｌｏｏｄｐｌａｉｎｗｅｔｌａｎｄ；ｍａｒｓｈｓｏｉｌｓ
６３３ ＡＣＴＡＰＲＡＴＡＣＵＬＴＵＲＡＥＳＩＮＩＣＡ（２０１２） Ｖｏｌ．２１，Ｎｏ．５