不同淹水频率洪泛区湿地土壤氨挥发研究

高海峰，白军红＊，黄来斌，王国平，黄辰，刘佩佩

（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）

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［5－8］。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［10－12］，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1 945mm，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。

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（Mastersizer 2000－Marlvern，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Table 1 Site description during the period from July to November

1.3 数据处理与统计

土壤氨挥发速率计算公式如下：

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SPSS 13.0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Origin 8.0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（P＜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。已有研究发现氨挥发速率与大气温度呈现一定的正相关关系［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（P＜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。

图1 不同淹水频率洪泛区湿地土壤氨挥发速率时空变化Fig.1 Spatial and temporal changes in soil ammonia volatilization rates in the five floodplain wetlands with different flooding frequencies

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）Table 2 P.australis biomass in the five floodplain wetlands with different flooding frequencies（mean±SD）

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（P＞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（P＜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NH3－N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NH3－N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（P＞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NH3－N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（P＜0.01）和粉砂（P＜0.01）呈显著正相关关系，与沙粒（P＜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（P＞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（P＜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（P＞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）Table 3 Soil properties of Xianghai Wetland（mean±SD）

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Table 4 Correlation matrix between ammonia volatilization rate and soil properties of Xianghai Wetland

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。

［1］ 邓伟，宋新山，翟金良.洪泛区湿地保护与水资源可持续利用［J］.科技导报，2000，（3）：58－60.

［2］ 白军红，邓伟，张玉霞，等.洪泛区天然湿地土壤有机质及氮素空间分布特征［J］.环境科学，2002，23（2）：77－81.

［3］ 卢小宁，邓伟.洪水对湿地系统的作用［J］.湿地科学，2005，3（2）：136－142.

［4］ 白军红，王庆改，丁秋祎，高海峰.不同芦苇沼泽湿地土壤全氮季节动态变化和氮储量研究［J］.草业学报，2008，17（2）：162－165.

［5］ Bai J，Ouyang H，Deng W，et al.Spatial distribution characteristics of organic matter and total nitrogen of marsh soils in river marginal wetlands［J］.Geoderma，2005，124（1－2）：181－192.

［6］ Bai J，Deng W，Wang Q，et al.Spatial distribution of inorganic nitrogen contents of marsh soils in a river floodplain with different flood frequencies from soil－defrozen period［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2007，134（1）：421－428.

［7］ Day F P，West S K，Tupacz E G.The influence of groundwater dynamics in a periodically flooded ecosystem，the Treat Dismal Swamp［J］.Wetlands，1998，8：1－13.

［8］ Mitsch W J，Gosselink J G.Wetlands［M］.New York：Van Nostrand Reinhold，2000.

［9］ Bandyopadhyay K K，Sarkar M C.Nitrogen use efficiency，N－15balance，and nitrogen losses in flooded rice in an inceptisol［J］.Communications in Soil Science and Plant Analysis，2005，36（11－12）：1661－1679.

［10］ 董文旭，胡春胜，张玉铭.华北农田土壤氨挥发原位测定研究［J］.中国生态农业学报，2006，14（3）：46－48.

［11］ 黄进宝，葛高飞，范晓晖.太湖地区麦季氨挥发与氮素利用的研究［J］.安徽农业大学学报，2009，36（4）：677－682.

［12］ Lin D，Fan X，Hu F，et al.Ammonia volatilization and nitrogen utilization efficiency in response to urea application in rice fields of the Taihu Lake region，China［J］.Pedosphere，2007，17（5）：639－645.

［13］ Sun Z G，Yu J B，Chen X B.Characteristics of ammonia volatilization of the typical Calamagrostis angustifolia wetland soils in the Sanjiang Plain，Northeast China［J］.Progress in Environmental Science and Technology，2009，2：78－83.

［14］ 赵魁义.中国沼泽志［M］.北京：科学出版社，2000.

［15］ 鲁如坤.土壤农业化学分析方法［M］.北京：中国农业科技出版社，2000.

［16］ 李酉开.土壤农业化学常规分析方法［M］.北京：科学出版社，1983.

［17］ 黄德青，于兰，张耀生，等.祁连山北坡天然草地地上生物量及其与土壤水分关系的比较研究［J］.草业学报，2011，20（3）：20－27.

［18］ 王朝辉，刘学军，巨晓棠，等.田间土壤氮挥发的原位测定—通气法［J］.植物营养与肥料学报，2002，8（2）：205－209.

［19］ 邹长明，颜晓元，八木一行.淹水条件下的氨挥发研究［J］.中国农学通报，2005，21（2）：167－170.

［20］ 蔡贵信.氨挥发［A］.朱兆良，文启孝.中国土壤氮素［M］.南京：江苏科学技术出版社，1992.

［21］ Koottatep T，Polprasert C.Role of plant uptake on nitrogen removal in constructed wetlands located in the tropics［J］.Water Science and Technology，1997，36（12）：1－8.

［22］ 江长胜，魏朝富.旱地土壤氨挥发损失及其影响因素研究［J］.土壤农化通报，1998，13（4）：121－127.

［23］ 高鹏程，张一平.氨挥发与土壤水分散失关系的研究［J］.西北农林科技大学学报：自然科学版，2001，29（6）：22－26.

［24］ 杨惠敏，王冬梅.草－环境系统植物碳氮磷生态化学计量学及其对环境因子的响应研究进展［J］.草业学报，2011，20（2）：244－252.

［25］ 赵振达，张金盛，任顺荣.旱地土壤中氮的挥发损失［A］.我国土壤氮素研究工作的现状与展望（中国土壤学会土壤氮素工作会议论文集）［C］.中国土壤学会土壤农业化学专业委员会和土壤生物与生物化学专业委员会，1986：46－54.

［26］ Zhang H，He P，Shao L.Ammonia volatilization，N2O and CO2emissions from landfill leachate－irrigated soils［J］.Waste Management，2010，30（1）：119－124.

［27］ Martin J F，Reddy K R.Interaction and spatial distribution of wetland nitrogen processes［J］.Ecological Modelling，1997，105（1）：1－21.

［28］ Rao P S C，Jessup R E，Reddy K R.Simulation of nitrogen dynamics in flooded Soils［J］.Soil Science，1984，138（1）：54－62.

［29］ Tian G M，Cai Z C，Cao J L，et al.Factors affecting ammonia volatilisation from a rice－wheat rotation system［J］.Chemosphere，2001，42（2SI）：123－129.

［30］ Sommer S G，Schjoerring J K，Denmead O T.Ammonia emission from mineral fertilizers and fertilized crops［J］.Advances in Agronomy.2004，82：557－622.

［31］ Liu G，Li Y，Alva A.Moisture quotients for ammonia volatilization from four soils in potato production regions［J］.Water，Air，Soil Pollution.2007，183（1）：115－127.

［32］ Fox R H，Hoffman L D.The effect on N fertilizer source on grain yield，N uptake，soil pH，and lime requirement in no－till corn［J］.Agronomy Journal，1981，73：891－895.