黃河口典型潮灘濕地土壤凈氮礦化與硝化作用

牟曉杰，孫志高，劉興土，2（.中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，濕地生態(tài)與環(huán)境重點實驗室，吉林 長春 3002；2.福建師范大學(xué)地理研究所，濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點實驗室，福建 福州 350007；3.中國科學(xué)院煙臺海岸帶研究所，海岸帶環(huán)境過程重點實驗室，山東 煙臺 264003）

黃河口典型潮灘濕地土壤凈氮礦化與硝化作用

牟曉杰1，孫志高2，3*，劉興土1，2（1.中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，濕地生態(tài)與環(huán)境重點實驗室，吉林 長春 130102；2.福建師范大學(xué)地理研究所，濕潤亞熱帶生態(tài)地理過程教育部重點實驗室，福建 福州 350007；3.中國科學(xué)院煙臺海岸帶研究所，海岸帶環(huán)境過程重點實驗室，山東 煙臺 264003）

采用PVC頂蓋埋管原位培育法研究了黃河口典型潮灘濕地土壤凈氮礦化與凈硝化作用的動態(tài)變化特征、影響因素及凈氮礦化/硝化量.結(jié)果表明，高潮灘濕地（LW）、中潮灘濕地（JP1）和低潮灘濕地（JP2）0～15cm土壤無機氮含量具有明顯的季節(jié)變化特征，NH4+-N含量表現(xiàn)為LW＞JP1＞JP2，NO3--N含量則表現(xiàn)為JP1＞LW＞JP2.3種濕地土壤凈氮礦化/硝化速率均呈明顯的波動變化.生長季的凈氮礦化量分別為27.81、11.90和0.33kg/hm2，凈硝化量分別為12.09、15.99和1.19kg/hm2，凈硝化量占凈氮礦化量的百分比分別為43.47%、100.00%和100.00%.相關(guān)分析表明，濕地土壤凈氮礦化量與土壤水分含量呈顯著負(fù)相關(guān)，而土壤凈氮硝化量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān).3種潮灘濕地土壤在維持無機氮方面的能力整體表現(xiàn)為LW＞JP1＞JP2，說明從氮循環(huán)角度高潮灘濕地系統(tǒng)最為穩(wěn)定，而低潮灘濕地系統(tǒng)的穩(wěn)定性最差.

濱海濕地；礦化作用；硝化作用；黃河口

濕地作為氮的源、匯或轉(zhuǎn)化器，在全球氣候變化中有其特殊的地位和作用［1］.氮是濕地植物光合作用和初級生產(chǎn)過程中最受限制的元素之一［2-3］.濕地土壤中的氮主要以有機氮和無機氮形式存在，其中無機氮所占比例非常低［4］.由于植物可直接利用的氮素形態(tài)為無機氮，所以有機氮向無機氮的轉(zhuǎn)化過程（礦化作用）在很大程度上影響著土壤有效氮的供給狀況，進而影響濕地系統(tǒng)的初級生產(chǎn)力［5］.濕地有效氮的供給主要取決于氮的礦化與固持兩個同時進行的過程，而硝化作用也是影響土壤有效氮供給的重要因素，且硝化產(chǎn)物-N極易淋失或經(jīng)反硝化作用發(fā)生氣態(tài)損失，進而對濕地系統(tǒng)甚至全球變暖產(chǎn)生重要影響［6］.因此，研究濕地土壤氮的礦化與硝化作用對濕地氮素循環(huán)與轉(zhuǎn)化過程、對濕地系統(tǒng)健康和全球氣候變化均具有重要意義.一般而言，濕地土壤氮的礦化與硝化作用要受到溫度、水分、鹽分、土壤通氣狀況、土壤有機質(zhì)和pH值等諸多因素的影響［7］.目前，國內(nèi)關(guān)于濕地土壤氮的礦化與硝化作用已圍繞淡水沼澤濕地［7-8］、湖泊濕地［9］、人工濕地-水稻田［10］以及高原濕地［11］開展了一些相關(guān)工作，但關(guān)于濱海濕地土壤氮礦化與硝化作用的相關(guān)研究還鮮有報道.

黃河三角洲由黃河攜帶大量泥沙填充渤海淤積而成，是中國暖溫帶保存最完整、最廣闊和最年輕的濕地生態(tài)系統(tǒng)，也是東北亞內(nèi)陸和環(huán)西太平洋鳥類遷徙的重要中轉(zhuǎn)站、越冬棲息地和繁殖地.當(dāng)前，關(guān)于黃河三角洲濕地生源元素循環(huán)的相關(guān)研究還不多見，且現(xiàn)有研究多集中在濕地植物元素累積與分配特征［12-13］、濕地土壤元素剖面分布特征［14-16］、濕地溫室氣體排放［17］等的探討上，而針對黃河口潮灘濕地土壤凈氮礦化與凈硝化作用的研究還鮮見報道.鑒于此，本研究通過比較黃河口3種典型濕地土壤無機氮庫、凈氮礦化與凈硝化速率動態(tài)以及凈氮礦化與硝化量，揭示濕地土壤有效氮供給與維持的差異.旨在為潮灘濕地氮生物地球化學(xué)過程研究提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，為濕地的保護與管理提供科學(xué)依據(jù).

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究樣地位于山東省黃河三角洲國家級自然保護區(qū)（37°40′ N ～ 38°10′ N， 118°41′ E ～119°16′ E）今黃河入?？诒辈康臑I岸潮灘濕地.黃河三角洲國家級自然保護區(qū)于1992年經(jīng)國家林業(yè)局批準(zhǔn)建立，是全國最大的河口三角洲自然保護區(qū)，在世界范圍河口濕地生態(tài)系統(tǒng)中具有較強的代表性，主要保護黃河口新生濕地生態(tài)系統(tǒng)和珍稀瀕危鳥類.保護區(qū)總面積15.3萬hm2，其中核心區(qū)面積5.8萬hm2，緩沖區(qū)面積1.3萬hm2，試驗區(qū)面積8.2萬hm2.保護區(qū)屬暖溫帶季風(fēng)氣候區(qū)，具有明顯的大陸性季風(fēng)氣候特點，雨熱同期，四季分明，冷熱干濕界限極為明顯.春季干旱多風(fēng)，常有春旱，夏季炎熱多雨，高溫高濕，時有臺風(fēng)侵襲.該區(qū)年平均氣溫 12.1℃，無霜期196d，≥10℃的積溫約4300℃，年均蒸發(fā)量1962mm，年均降水量為551.6mm，70%的降水集中于7、8月份.保護區(qū)的土壤類型主要為隱域性潮土和鹽土，主要植被類型為蘆葦（Phragmites australis）群落、蘆葦-荻（Triarrhena sacchariflora）群落、穗狀狐尾藻（Myriophyllum spicatum）群落、檉柳（Tamarix chinensis）群落、翅堿蓬（Suaeda salsa）群落及補血草（Limoninum sinense）群落等，其中蘆葦、檉柳及翅堿蓬群落分布較廣.

1.2 研究方法

由于受潮汐影響程度的不同，黃河口潮灘濕地不同位置發(fā)育了不同的植被類型，往往具有不同的土壤理化性質(zhì)及物質(zhì)循環(huán)特征.因此試驗選取高潮灘蘆葦-翅堿蓬濕地（LW）、中潮灘翅堿蓬-檉柳濕地（JP1）和低潮灘翅堿蓬濕地（JP2）為研究對象，采用PVC頂蓋埋管原位培育法［18］在3種濕地進行土壤凈氮礦化/硝化作用研究.在3種濕地內(nèi)分別選擇一個約20m×20m的典型樣地，采用對角線樣帶法（五點法）布點，每點設(shè)2個PVC管（內(nèi)徑5cm長15cm），共10個重復(fù).試驗進行時，首先將各樣點植物去除（防止培養(yǎng)過程中植物吸收管中的無機氮而影響試驗結(jié)果），并在每個樣點用PVC 管取0～15cm的土樣2個，用作初始-N、NO3--N和TN含量的測定，每個樣地共10個重復(fù)，然后再同樣取出10個土樣，盡可能不破壞其原有結(jié)構(gòu)，用塑料薄膜（透氣）包住上口，用細(xì)鐵絲扎住，下口也用塑料薄膜包好，同樣用細(xì)鐵絲扎?。ǚ乐钩霈F(xiàn)無機氮的管內(nèi)與管外交換），再插入原孔，培養(yǎng)一段時間后（30d左右）取出土樣，再重復(fù)上述工作.試驗共設(shè)6個培養(yǎng)期，即2009.4.25～2009.5.26 （I）、2009.5.26～2009.6.27（II）、2009.6.27～2009.7.31（III）、2009.7.31～2009.8.25 （IV）、2009.8.25～2009.9.25 （V）和2009.9.25～2009.11.12（VI）.并采用常規(guī)方法分別測定各樣地0～15cm土壤電導(dǎo)率、pH值、含水量及容重.

1.3 樣品處理與測定

土壤樣品處理采用常溫下風(fēng)干法.風(fēng)干過程中盡可能將土壤碾細(xì)混勻，并把細(xì)根挑出，待風(fēng)干徹底后裝袋備測.盡管風(fēng)干碾細(xì)處理可能會增加可提取無機氮庫，但已有的研究表明，風(fēng)干土樣儲存至超過1年以后，土樣內(nèi)部養(yǎng)分的變化并不明顯［19］，且這種變化與用新鮮樣品所測定的結(jié)果呈高度相關(guān)關(guān)系（R2=0.80）.因此，這種方法在精度要求不太高的情況下可以使用.本研究因地處偏僻，實驗條件受到限制，無法對大批量的新鮮土樣及時進行分析，故采用上述風(fēng)干法.所有土壤樣品除初始樣品額外測定TC、TN、有機碳及容重外均要測定-N和-N含量.土壤有機碳含量采用重鉻酸鉀容量法測定［7］，土壤TC、TN含量采用元素分析儀測定-N、-N含量在用2mol/L的KCL浸提后通過連續(xù)流動分析儀測定［20］.

1.4 計算方法

凈氮礦化（或硝化）速率等于管中土壤從時間T0培育到時間T1后-N+-N（或-N）含量之和的變化值［18］.設(shè)C0和C1分別為培育前后土壤中-N和-N的含量（mgN/kg）之和，則凈礦化速率Rmin［mgN/（kg·d）］可用下式計算［7，18］:

同理，以C0，nitri和C1，nitri分別表示培育前后土壤中-N的含量，則凈硝化速率Rnitri［mgN/（kg·d）］為:

得出凈礦化或硝化速率后，結(jié)合土壤容重、單位面積（hm2）內(nèi)0～15cm土層體積以及培養(yǎng)天數(shù)，即可計算出各培育時期每公頃0～15cm土層中有機氮的凈礦化或硝化量Wi（kg）（i=5），其計算式為［7］:

式中:Wv為土壤容重，g/cm；V為每公頃0～15cm土層體積，1500m3；t為培育天數(shù)，d.將幾個培育期0～15cm土層的凈礦化或硝化量相加即可得到生長季的凈礦化或硝化量.

結(jié)合每公頃0～15cm土層體積、土壤容重及TN數(shù)據(jù)可計算出每公頃的TN量，用生長季的凈礦化或硝化量除以TN量即可得出礦化或硝化N量占TN量的百分比（%TKN）.用硝化氮量除以礦化氮量可計算出凈硝化作用占凈礦化量轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮的百分比（%Min）.由于試驗采用的PVC頂蓋培育法能夠防止植物活根系與硝化細(xì)菌之間的競爭，因此可能會高估實際的硝化速率，出現(xiàn)%Min大于100% 的情況是可能的［21］.在實際研究中，若%Min大于100%，均用100%來表征.

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計

采用單因素方差分析揭示培養(yǎng)時期和不同濕地類型對土壤無機氮含量、凈氮礦化與硝化速率的影響，采用相關(guān)分析揭示土壤凈氮礦化與凈硝化量與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)關(guān)系.數(shù)據(jù)的作圖和統(tǒng)計分析均借助Origin7.5和SPSS11.5軟件來實現(xiàn).

2 結(jié)果分析

2.1 濕地土壤無機氮庫動態(tài)變化

LW、JP1和JP2三種濕地土壤（0～15cm）培養(yǎng)前的-N和-N含量均具有明顯的動態(tài)變化特征（表1）.LW土壤中二者的變化趨勢在7月末之前正好相反，之后則較為一致，其中-N含量在5、8月較高（6.83±1.89和6.65±3.26mg/kg）-N含量則在8月最高（5.17±1.06mg/kg）.JP1土壤中二者的變化趨勢除在5～6月正好相反外，其他時期均比較一致，其中-N含量和-N含量分別在5月和8月取得最高值［（5.97±1.25）和（5.88±1.65）mg/kg］.與之相比，JP2土壤中二者的變化趨勢除在4～5月、-N含量則在4、9月較高［（3.26±2.53）和（3.44±0.39）mg/kg］.比較而言，除4～5月外，LW、JP1和JP2土壤中-N和-N含量的變化規(guī)律整體較為一致，其中-N表現(xiàn)為LW＞JP1＞JP2-N則表現(xiàn)為JP1＞LW＞JP2.方差分析表明，LW、JP1和JP2土壤中的-N、-N以及-N+-N含量在不同時期的差異均達到顯著（P＜0.05） 或極顯著水平（P＜0.01） （表2）.

表1 濕地土壤無機氮變化（n=10， Mean±S.D）Table 1 Changes of inorganic N in wetland soils （n=10， Mean±S.D）

表2 濕地土壤無機氮含量的ANOVA結(jié)果Table 2 ANOVA results of inorganic N content in wetland soils

2.2 濕地土壤凈氮礦化/硝化速率動態(tài)變化

由圖1可知，不同濕地土壤凈氮礦化/硝化速率在生長季均呈明顯的波動變化特征.其中，LW土壤的凈氮礦化速率除5～6月和8～9月兩個階段為負(fù)值外，其他時期均為正值，并以4～5月最大［0.328±0.149mg/（kg·d）］.JP1土壤的凈礦化速率除4～5月、5～6月和8～9月3個階段為負(fù)值外，其它時期均為正值，并在7～8月取得最大值［0.236 ± 0.151mg/（kg·d）］.JP2土壤的凈礦化速率除4～5月、5～6月和6～7月3個階段為負(fù)值外外，其它時期均為正值，也以7～8月的凈礦化速率最大［（0.182 ± 0.085）mg/（kg·d）］.方差分析表明，LW、JP1和JP2土壤的凈礦化速率在不同培養(yǎng)階段間的差異均達到極顯著水平（P＜0.01，表3），3種濕地土壤氮凈礦化速率的變化范圍分別為-0.155～0.328、-0.052～0.236和-0.137～0.182mg/（kg·d），平均凈礦化速率分別為0.076、0.031和0.004mg/（kg·d）.總的來說，不同時期3種濕地土壤凈氮礦化速率的差異主要取決于土壤氮礦化過程與固持過程的相對平衡，負(fù)值的出現(xiàn)說明培養(yǎng)期內(nèi)濕地土壤微生物固持作用要高于礦化作用，正值則表明土壤氮礦化過程較為活躍.比較而言，LW土壤的凈氮礦化速率峰值出現(xiàn)在4～5月，低谷則一般出現(xiàn)在4～5月和5～6月.另外，LW與JP1土壤凈氮礦化速率總體上要高于JP2，主要與濕地環(huán)境條件、植被類型、土壤理化性質(zhì)以及受潮汐的影響程度等有關(guān).

圖1 濕土壤氮的凈礦化與硝化速率變化Fig.1 Variability of net mineralization and nitrification rates in marsh soils （n=10， Mean±S.D）圖中不同字母表示差異顯著

3種濕地土壤的凈硝化速率在不同培養(yǎng)階段間的差異并不顯著（P＞0.05）（表3），LW、JP1土壤的凈硝化速率在不同時期均為正值，并分別于5～6月和7～8月取得最大值［0.047 ± 0.080和0.113 ± 0.105mg/（kg·d）］，而JP2土壤的凈硝化速率除在4～5月、9～11月2個階段為負(fù)值外，其它時期也均為正值，并于7～8月取得最大值［0.048 ± 0.055mg/（kg·d）］.說明3種土壤硝化產(chǎn)生的-N在被微生物固持后仍有較多剩余.3種濕地土壤凈硝化速率的變化范圍分別為0.008～0.047、0.010～0.113和-0.059～0.048mg/（kg·d），平均凈硝化速率分別為0.030、0.043和0.005mg/（kg·d）.比較而言，LW土壤的凈硝化速率峰值出現(xiàn)在5～6月，最低值出現(xiàn)在8～9月，而JP1、JP2土壤的凈硝化速率峰值均出現(xiàn)在7～8月.Nadelhoffer等［22］的研究表明-N的積累可以引起硝化-N的積累則可以增強反硝化.與LW土壤相比，JP1、JP2土壤受潮汐的影響較為頻繁，土壤水分含量較高，其中JP2地表的局部地方還出現(xiàn)積水.在這樣的環(huán)境條件下，土壤的通氣狀況較差，而較差的通氣狀況又對好氣性硝化細(xì)菌的活性產(chǎn)生抑制作用，但該環(huán)境條件卻有利于反硝化細(xì)菌活性的增強，進而有利于反硝化作用的進行.JP1、JP2土壤中的-N含量在春末夏初相對于培養(yǎng)前均有較大降低（表1），說明由礦化作用所產(chǎn)生的-N除微生物固持外，可能有相當(dāng)一部分（通過硝化作用轉(zhuǎn)化為-N）參與到了反硝化作用過程中，因此反硝化作用引起的氮損失也可能是導(dǎo)致此期間凈氮礦化/硝化速率出現(xiàn)負(fù)值的重要原因，而其他時期凈氮礦化/硝化速率的變化主要取決于土壤礦化作用、生物固持作用以及反硝化作用的強弱程度.此外，培養(yǎng)期對土壤礦化/硝化速率也有重要影響［7］.本研究各培養(yǎng)期土壤凈氮礦化/硝化速率的差異可能與培養(yǎng)期長短也有一定的關(guān)系.

表3 濕地土壤凈氮礦化/硝化速率的ANOVA結(jié)果Table 3 ANOVA results of net mineralization/nitrification rates in wetland soils

2.3 生長季濕地土壤氮的凈礦化/硝化量

表4為生長季LW、JP1和JP2 0～15cm土壤氮的凈礦化量和硝化量.從表4可知，3種濕地土壤氮的凈礦化量分別為27.81、11.90和0.33kg/hm2，凈礦化量占全氮的百分比分別為3.55%、1.23%和0.04%，LW土壤的凈礦化量最大，分別為JP1、JP2土壤的2.34倍和84.27倍.與之相比，三者的凈硝化量分別12.09、15.99和1.19kg/hm2，凈硝化量占全氮的百分比分別為1.54%、1.65%和0.15%，凈硝化量占凈礦化量的百分比（%Min）分別為43.47%、100.00%和100.00%，JP1土壤的凈硝化量最大，分別為LW、JP2土壤的的1.32倍和13.44倍.由于試驗采用的PVC頂蓋培育法可防止植物活根系與硝化細(xì)菌之間的競爭，因此JP1、JP2土壤可能會高估實際的硝化速率.已有研究表明，土壤氮的凈礦化/硝化作用通常可指示土壤氮的有效性，凈礦化量高說明土壤氮的有效性也高［19］.同時，土壤凈硝化作用還可導(dǎo)致氮素的氣態(tài)（如N2O、N2）損失或在物理運移過程中以-N的形式流失（垂直淋失或溶于潮水而被帶走），凈硝化量越大，氮損失的可能性就越大.因此可通過比較不同生態(tài)系統(tǒng)土壤的凈礦化/硝化量來得知土壤向植物供給氮的能力以及防止氮損失的能力.如上所述，生長季LW土壤的凈礦化量均明顯高于JP1、JP2，說明其向植物供給氮的能力遠(yuǎn)高于JP1、JP2.盡管LW、JP1土壤的凈礦化量差別較大，但其凈硝化量較為接近，說明LW土壤礦化產(chǎn)生的-N雖然較多，但其轉(zhuǎn)化為-N的比例則較低，而JP1土壤礦化產(chǎn)生的-N雖然不多，但其轉(zhuǎn)化為-N的比例則較高.另外， JP1、JP2土壤的凈硝化量占凈礦化量的百分比（100%）均明顯高于LW土壤（43.47%），說明JP1、JP2土壤礦化產(chǎn)生的-N基本上全部轉(zhuǎn)化為-N，進而使得二者的氮損失可能較LW土壤高得多.綜上所述，3種潮灘濕地土壤在維持無機氮方面的能力整體表現(xiàn)為LW＞JP1＞JP2.從這種意義上講，高潮灘蘆葦-翅堿蓬濕地生態(tài)系統(tǒng)最為穩(wěn)定，而低潮灘翅堿蓬濕地系統(tǒng)的穩(wěn)定性最差，而這的確也與實際情況相符.

表4 生長季濕地土壤氮的凈礦化/硝化量Table 4 Growing season net N mineralization and nitrification in wetland soils

2.4 土壤無機氮庫、礦化/硝化速率與主要環(huán)境因子的關(guān)系

溫度和水分是影響土壤氮庫、凈氮礦化/硝化速率動態(tài)的重要因素［23］.土壤氮的凈礦化/硝化作用均是由微生物調(diào)控的生物過程，而微生物的種類、數(shù)量、種群分布及其活性又與溫度、水分等環(huán)境因素密切相關(guān).Brinkley等［19］的統(tǒng)計研究表明，利用多種方法測得的無機氮庫的季節(jié)最大值通常為最小值的5倍或更高.本研究表明，盡管LW、JP1和JP2土壤的-N含量均達到了上述差異（6.32倍、6.42倍和9.40倍），但-N含量的季節(jié)差異并不明顯（3.36倍、4.29倍和2.22倍），原因可能與本項研究未在植被非生長季（2009年11月至2010年4月）取樣有關(guān).由于非生長季不同月份的氣溫、地溫一般明顯低于生長季各月的相應(yīng)溫度，所以0～15cm土壤的微生物活性較弱，由此影響到3種土壤的凈氮礦化/硝化作用過程而使其-N和-N含量低于其它各月，進而導(dǎo)致-N和-N季節(jié)最大值與最小值比值的增大.已有研究表明，溫度和水分對土壤氮礦化過程存在明顯的交互作用［24］，溫暖濕潤的環(huán)境條件有利于參與礦化與硝化作用微生物的生存和繁殖，進而使得土壤的礦化/硝化速率較高［25］.本研究也得到類似結(jié)論，如在水熱條件較好的7～8月，LW、JP1和JP2土壤的凈氮礦化/硝化速率一般取得較高值.另外，3種土壤凈礦化/硝化速率差異的原因與其所處的水分條件也存在密切關(guān)系，氮凈礦化量與土壤含水量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05，表6）.白軍紅等［26］研究也表明，不同淹水條件對蘆葦和鹽地堿蓬濕地土壤凈氮礦化和硝化速率具有較大影響.本研究中，JP1、JP2（特別是JP2）濕地土壤的水分條件較好（受潮汐影響頻繁，地表處于過濕或積水狀態(tài)，表5），在這樣的環(huán)境條件下，反硝化作用極易發(fā)生，進而在一定程度上影響土壤的含量，最終影響土壤凈氮礦化/硝化速率.

表5 濕地土壤理化性質(zhì)對比（±S.D）Table 5 Comparison of physical and chemical characteristics in different wetland soil （±S.D）

表6 凈礦化量、凈硝化量與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系Table 6 Relationships between net mineralized N （ or net nitrified N） and properties of soils

濕地土壤有機碳、氮含量、土壤基質(zhì)和酸堿狀況等因素也是導(dǎo)致LW、JP1和JP2三種土壤凈氮礦化/硝化速率季節(jié)變化的重要因素［27］.一般來說，較高的氮素礦化速率是由于土壤具有較高生物活性，而高生物學(xué)活性取決于土壤中較高的有機碳和全氮含量［28］.本項研究也得出類似結(jié)果，對不同培育階段有機碳、TN含量的測定結(jié)果表明，LW、JP1土壤的有機碳含量較為接近，但均明顯高于JP2土壤（表5），而大部分培育階段的凈氮礦化/硝化速率也表現(xiàn)為LW、JP1大于JP2（圖1）.土壤基質(zhì)主要與C/N比和木質(zhì)素有關(guān)，而C/N比又影響著微生物對有機質(zhì)的分解狀況，并與礦化/硝化速率呈負(fù)相關(guān).Strauss［29］的研究表明，濕地土壤的硝化作用在C/N＜20時主要受-N可利用性的控制，而當(dāng)C/N＞20時主要受有機碳可利用性的控制.試驗過程中，LW、JP1和JP2土壤的C/N均大于20（表5），說明三者的硝化作用基本上均受有機碳可利用性的控制.另外，濕地土壤鹽分條件也是影響土壤中無機氮含量的重要因子［30］，研究表明，土壤中高鹽分條件可抑制 N的轉(zhuǎn)化，土壤礦化勢和硝化勢均隨鹽分增加呈指數(shù)遞減關(guān)系［31］.土壤pH值對凈氮礦化/硝化作用也有重要影響，酸性較高的土壤條件下（pH＜5.0），礦化與硝化作用將會受到抑制［29］.試驗階段，3種土壤pH值均大于5（表5），呈弱堿性，說明pH值可能不足以對三者氮的凈礦化/硝化作用產(chǎn)生較強的抑制.且相關(guān)分析表明，濕地土壤N的凈硝化量與土壤pH值呈顯著相關(guān)關(guān)系（表6），說明pH值是影響黃河口不同潮灘濕地土壤N硝化作用的重要因子，這與閩江口的相關(guān)研究結(jié)論一致［32］.此外，土壤氮的凈礦化/硝化作用還與土壤的其它理化指標(biāo)、微生物區(qū)系、土壤中細(xì)根分解以及濕地群落演替階段等密切相關(guān)［33］，但要得出明確結(jié)論仍需開展進一步的研究.

3 結(jié)論

3.1 LW、JP1和JP2 0～15cm土壤的無機氮含量、凈氮礦化/硝化速率在生長季均呈明顯的波動變化特征.

3.2 LW、JP1和JP2 0～15cm土壤的凈礦化量分別為27.81、11.90和0.33kg/hm2，凈硝化量分別12.09、15.99和1.19kg/hm2，凈硝化量占凈礦化量的百分比分別為43.47%、100.00%和100.00%.

3.3 LW、JP1和JP2濕地土壤在維持無機氮方面的能力整體表現(xiàn)為LW＞JP1＞JP2.

［1］傅國斌，李克讓.全球變暖與濕地生態(tài)系統(tǒng)的研究進展 ［J］. 地理研究， 2001，20（1）:120-128.

［2］孫志高，劉景雙，于君寶.三江平原不同群落小葉章氮素的累積與分配 ［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報， 2006，17（2）:221-228.

［3］曾從盛，張林海，仝 川.閩江河口濕地短葉茳芏氮、磷含量與積累量季節(jié)變化 ［J］. 生態(tài)學(xué)雜志， 2009，28（5）:788-794.

［4］Mou X J， Sun Z G， Wang L L， et al. Nitrogen cycle of a typical Suaeda salsa marsh ecosystem in the Yellow River estuary ［J］. Journal of Environmental Science， 2011，23（6）:958-967.

［5］Mistch W J and Gosselin J G. Wetlands ［M］. New York: Van Nostrand Reinhold Company Inc.， 2000:89-125.

［6］孫志高.三江平原小葉章濕地系統(tǒng)氮素生物地球化學(xué)過程研究［C］. 長春:中國科學(xué)院研究生院博士學(xué)位論文， 2007.

［7］孫志高，劉景雙，王金達，等.三江平原典型小葉章濕地土壤氮素凈礦化與硝化作用研究 ［J］. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報， 2007，18（8）:1771-1777.

［8］周旺明，王金達，劉景雙，等.凍融對濕地土壤可溶性碳、氮和氮礦化的影響 ［J］. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報， 2008，24（3）:1-6.

［9］歐陽媛，王圣瑞，金相燦，等.氮源對滇池沉積物氮礦化影響的研究 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2009，29（8）:879-884.

［10］郝曉暉，肖宏宇，蘇以榮，等.長期不同施肥稻田土壤的氮素形態(tài)及礦化作用特征 ［J］. 浙江大學(xué)學(xué)報（農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版）， 2007，33（5）:544-550.

［11］高俊琴，歐陽華，張 峰，等.若爾蓋高寒濕地土壤氮礦化對溫度和濕度的響應(yīng) ［J］. 濕地科學(xué)， 2008，6（2）:229-234.

［12］牟曉杰，孫志高，王玲玲，等.黃河口濱岸潮灘不同生境下翅堿蓬氮的累積與分配特征 ［J］. 濕地科學(xué)， 2010，8（1）:57-66.

［13］牟曉杰，孫志高，王玲玲，等.黃河口濱岸潮灘不同生境下翅堿蓬K、Ca、Mg含量與累積的季節(jié)變化 ［J］. 草業(yè)學(xué)報， 2010，19（3）:177-190.

［14］董洪芳，于君寶，孫志高，等.黃河口濱岸潮灘濕地植物-土壤系統(tǒng)有機碳空間分布特征 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2010，31（6）:1594-1599.

［15］孫萬龍，孫志高，牟曉杰，等.黃河口濱岸潮灘不同類型濕地土壤磷、硫的分布特征 ［J］. 水土保持通報， 2010，30（4）:104-109.

［16］王玲玲，孫志高，牟曉杰，等.黃河口濱岸潮灘不同類型濕地土壤氮素分布特征 ［J］. 土壤通報， 2011，42（6）:1439-1445.

［17］王玲玲，孫志高，牟曉杰，等.黃河口濱岸潮灘濕地CO2、CH4和N2O通量特征初步研究 ［J］. 草業(yè)學(xué)報， 2010，20（3）:51-61.

［18］Raison R J， Connell M J， Khanna P K. Methodology for studying fluxes of soil mineral-N in situ ［J］. Soil Biology & Biochemistry，1987，19:521-530.

［19］Brinkley D， Hart S C. The component of nitrogen availability assessment in forest soil ［J］. Advances in Soil Science，1989，10:57-112.

［20］Zhao H T， Zhang X L， Xu S T， et al. Effect of freezing on soil nitrogen mineralization under different plant communities in a semi-arid area during a non-growing season ［J］. Applied Soil Ecology， 2010，45:187-192.

［21］Marrs R H， Thompson J， Scott D， et al. Nitrogen mineralization and nitrification in terra fime forest and savanna soils on Πha de Maracá Roraima， Brazil ［J］. Journal of Tropical Ecology，1991，7:123-137.

［22］Nadelhoffer K J， Aber J M. Fine roots， net primary production，and soil nitrogen availability:a new hypothesis ［J］. Ecology，1985，66:1377-1399.

［23］Adhikari C， Bronson K F， Panuallah G M， et al. On-farm soil N supply and N nutrition in the rice-wheat system of Nepal and Bangladesh ［J］. Field Crops Researchm， 1999，64:273-286.

［24］Sierra J. Temperature and soil moisture dependence of N mineralization in intact soil cores ［J］. Soil Biology and Biochemistry， 1997，29（9/10）:1557-1563.

［25］Pérez C A， Hedin O， Armesto J J. Nitrogen mineralization in two unpolluted old-growth forests of contrasting biodiversity and dynamics ［J］. Ecosystems， 1998，1:361-373.

［26］鄧 偉，白軍紅.典型濕地系統(tǒng)水生態(tài)格局與水生態(tài)過程-以黃淮海地區(qū)為例 ［D］. 北京:科學(xué)出版社， 2012，206-212.

［27］Vitousek P M， Sanford R L. Nutrient cycling in moist tropical forests ［J］. Annual Review of Ecology and Systematic， 1986，17: 137-167.

［28］傅民杰，王傳寬，王 穎，等.四種溫帶森林土壤氮礦化與硝化時空格局 ［J］. 生態(tài)學(xué)報， 2009，29（7）:3747-3758.

［29］Strauss E A. The effects of organic carbon and nitrogen availability on nitrification rates in stream sediments ［C］. A doctor degree dissertation of Notre Dame， Indiana. 2000.

［30］仝 川，賈瑞霞，王維奇，等.閩江口潮汐鹽沼濕地土壤碳氮磷的空間變化 ［J］. 地理研究， 2010，29（7）:1203-1213.

［31］李建兵，黃冠華.鹽分對粉壤土氮轉(zhuǎn)化的影響 ［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 2008，21（5）:98-103.

［32］牟曉杰，劉興土，仝 川，等.人為干擾對閩江河口濕地土壤硝化-反硝化潛力的影響 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2013，33（8）:1413-1419.

［33］Samina U， Rawat Y S， Singh S P. Mineralization and inorganic-N uptake in chir pine forest of Central Himalay ［J］. Tropical Ecology， 1998，39:193-199.

Net nitrogen mineralization and nitrification in the tidal marsh soils of the Yellow River Estuary.

MOU Xiao-jie1，SUN Zhi-gao2，3*， LIU Xing-tu1，2（1.Northeast Institute of Geography and Agroecology， Chinese Academy of Sciences，Changchun 130102， China；2.Institute of Geograpy， Key Laboratory of Humid Subtropical Eco-geographical Process（Fujian Normal University）， Ministry of Education， Fujian Normal University， Fuzhou 350007， China；3.Key laboratory of Coastal Environment Processes， Yantai Institute of Coastal Zone Research， Chinese Academy of Sciences， Yantai 264003，China）. China Environmental Science， 2015，35（5）：1466～1473

The dynamics of inorganic N pool， N net mineralization/nitrification rates， and their affecting factors in the tidal marsh soils in the Yellow River Estuary were investigated by an in situ incubation approach with top-closed PVC tubes. Results showed that soil inorganic N concentrations in the high marsh （LW）， middle marsh （JP1） and low marsh（JP2） had significantly dynamic characteristics. The NH4+-N concentrations were the highest in LW， in the order of LW＞JP1＞JP2， while NO3--N concentrations presented JP1＞LW＞JP2. The soil N net mineralization/nitrification rates in the three marshes showed a clear seasonal dynamics. The net mineralized N in LW， JP1 and JP2 in the growing season were 27.81， 11.90 and 0.33kg/hm2， the net nitrified N were 12.09， 15.99 and 1.19kg/hm2， and the percentage of nitrified N in mineralized N were 43.47%， 100.00% and 100.00%， respectively. The net mineralized N was significantly correlated with soil water content， while the net nitrified N was significantly correlated with soil pH. The inorganic N-maintaining capacity of the three marshes presented LW＞JP1＞JP2， suggesting that， from the standpoint of N cycling， the high marsh was more stable， while the stability of low marsh were the lowest.

coastal marsh；mineralization；nitrification；Yellow River Estuary

X53

A

1000-6923（2015）05-1466-08

牟曉杰（1982-）女，山東煙臺人，助理研究員，博士，主要從事濕地生物地球化學(xué)研究.發(fā)表論文40余篇.

2014-09-30

國家自然科學(xué)基金（41171424，41371104，41301085）；國家重點基礎(chǔ)研究發(fā)展計劃（2013CB430401）；福建師范大學(xué)引進人才科研啟動項目

* 聯(lián)系作者， 研究員， zhigaosun@163.com