廣州市流溪河河岸帶土壤反硝化作用的多尺度影響因子

劉 慶，魏建兵，吳志峰，鐘世錦，何元慶，吉冬青（1.中國科學院廣州地球化學研究所，廣東 廣州10640；.廣東省生態環境與土壤研究所，廣東 廣州 1060；3.中國科學院大學，北京 100494；4.沈陽大學區域污染環境生態修復教育部重點實驗室，遼寧 沈陽 110044；.廣州大學地理科學學院，廣東 廣州 10006）

廣州市流溪河河岸帶土壤反硝化作用的多尺度影響因子

劉 慶1，2，3，魏建兵4*，吳志峰5，鐘世錦5，何元慶2，吉冬青2（1.中國科學院廣州地球化學研究所，廣東 廣州510640；2.廣東省生態環境與土壤研究所，廣東 廣州 510650；3.中國科學院大學，北京 100494；4.沈陽大學區域污染環境生態修復教育部重點實驗室，遼寧 沈陽 110044；5.廣州大學地理科學學院，廣東 廣州 510006）

以廣州市水源地流溪河二級支流的河岸帶為研究對象，分析嵌套結構的多尺度因素對河岸帶土壤反硝化作用的影響，確定調節河岸帶土壤反硝化酶活性的不同尺度控制因素.結果表明：以土壤反硝化酶活性表征的反硝化潛力，其在研究區內的剖面尺度空間變異性顯著大于斷面尺度和流域景觀尺度；反硝化酶活性的空間變異受多尺度因子的作用，其中剖面尺度中土壤有機碳、全氮、硝態氮等因子對其空間分布起主要的直接控制作用，而斷面尺度的景觀位置、植被密度與流域景觀尺度的地形指數、高程及土地利用類型等因子通過影響土壤性質而間接調控反硝化酶的空間分異性；研究區的反硝化酶活性在剖面尺度中表層最高，隨著深度增加呈急劇減小的趨勢；斷面尺度中活性值最高位于河岸區中間的景觀位置，因該位置具有良好的景觀連接性和較高的植被密度；流域景觀尺度中，除受人為擾動嚴重城市化地區外，河岸帶土壤反硝化酶活性沿流域從上游至下游呈不斷增加的趨勢.

反硝化作用；河岸帶土壤；多尺度；控制因素

河岸帶作為陸地和水體之間的過渡緩沖帶，在控制來自陸地非點源的氮素過程中發揮著重要的作用，是溪流生態系統健康維護研究的重點區域［1-2］.該區域通過反硝化作用去除來自高地土地利用的硝態氮，是流域硝態氮的有效“匯”［3］，也是截留轉化陸地污染物防止其進入水生環境的最后一道屏障.河岸帶土壤反硝化作用的終產物為氣體，不同于起臨時存儲作用的植物吸收和微生物固氮過程，是一種永久去除氮污染物的生物過程［4］，因此，通過保護或修復河岸帶，可促進其經土壤反硝化過程對陸源過量氮素去除作用的發生，從而維護較好的水質質量，是一種有效的非點源污染控制途徑，得到了廣泛的應用.

不同層次結構因素對土壤微生物過程的影響和調控是河岸帶緩沖功能研究的重點之一.該過程的空間格局與水文地貌和地形變化等具有密切相關性［5］.如陸地生態系統中，高程［6］、地形位置［7］、水文路徑［8］等的變化可通過間接影響土壤物理結構、植物生長等參數而作為土壤微生物過程空間變異的驅動力.作為河岸帶土壤反硝化作用在剖面尺度上的主要影響因子，河岸帶有機碳、總氮、水溶性碳、硝態氮、土壤質地、土壤濕度、溫度及pH值等土壤環境參數的時空變異性可引起土壤反硝化作用的高度變異［9-11］，而空間位置、地形條件、植物群落特征、人為干擾、水文格局、土壤管理制度等系列景觀尺度因子也會引起剖面尺度上的這些參數的變化［12-13］.因此，河岸帶土壤反硝化能力的預測需要綜合剖面、斷面及景觀特征等多尺度因子進行分析［14］.目前，針對河岸帶剖面和斷面尺度因子的監測、分析較為多見［11，14-15］，而考慮流域空間位置、地形特征、人為影響程度等中尺度景觀因素的研究較為缺乏［14］.

流溪河是珠江流域廣州市北部的一條重要河流，擔負著向廣州市供應60%飲用水源的重要任務.近年來，由于該流域農業集約化發展、旅游設施開發和城鎮化推進，河岸緩沖帶受到了不同程度的破壞，水源的質量保障面臨嚴峻的挑戰，流溪河水體污染以氮磷為主，其中流域硝態氮含量不斷增加，導致水環境質量下降的問題逐漸凸顯［16］.本研究根據研究區異質景觀的流域特征，綜合考慮景觀尺度、橫斷面尺度及土壤剖面尺度因素設計了嵌套分層結構進行采樣，以土壤反硝化酶活性為表征指標，分析其在流域空間中的變異性及影響因素，為探索河岸帶土壤反硝化潛力的預測方法及河岸生態系統凈化水質功能的修復和維護提供依據.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

流溪河是北江下游的一條支流，位于珠江三角洲的中北部，是廣州市的主要飲用水源.全長171km，流域總面積2300km2.屬于華南亞熱帶濕潤季風氣候區，氣候溫和，雨量豐沛，流域多年平均降雨量為2104.4mm，雨量集中在4～9月，雨季降雨量占全年的81.3%.地貌主要為中上游河段的山地丘陵和下游的沖積平原；整體地勢為東北高，西南低；土壤成土母巖多為花崗巖，部分為石英巖和頁巖.土壤類型從上游至下游主要為高山地帶的黃壤、上游的紅壤、中游的赤紅壤及位于下游沖積平原上的水稻土；土地利用類型上游地區主要為林地，中游地區主要為園地和旅游區，耕地、城市建設用地大部分分布在中下游低平地帶，整體顯示出上游到下游方向上自然景觀的遞減，農業景觀、城鎮景觀遞增的梯度變化［17］，這種空間分布特征在珠三角乃至其他華南沿海地區中尺度流域中具有典型代表性.整個流域農業、旅游業和城鎮化的擴張導致生態環境惡化，水質呈不斷下降趨勢［18］.

1.2 實驗設計

圖1 流溪河流域位置、土壤采樣點所在的支流流域Fig.1 Location of Liu Xi River Watershed，sub-watersheds of soil samples

2014年6月，沿流溪河從下游至上游的地形和土地利用異質性梯度，選擇4個支流的河岸帶（D1、D2、D3、D4，圖1）為試驗樣地，每塊樣地根據距河流邊緣遠近選擇3個不同景觀位置（H、M、L）設置剖面，建筑用地為背景的樣地根據下游流域高度城市化的實際情況，只設置了距河邊最近位置的剖面L，具體描述如表1所示.每個剖面根據土壤發生層進行3個層次（h、m、l）的土樣采集，采好的土樣裝入自封袋冷藏保存帶回實驗室，剔除雜物后，充分混勻分成3份，一份24h內進行鮮樣土壤反硝化酶活性的測定，一份自然風干測定土壤理化指標，第3份進行冷凍保存，用于后期土壤生物學性質分析.考慮實驗流域河岸帶土壤空間差異性的主要控制因素為土地利用類型和地形高程，因此采樣點和結果分析視角主要從剖面、斷面、流域3個尺度展開.

表1 河岸帶土壤采集樣點描述Table 1 Descriptive of soil sampling sites in riparian zone

1.3 數據獲取方法

土壤反硝化酶活性（DEA）的測定采用乙炔抑制法［19］.稱取等價于20g干土的鮮土放入6個150mL鹽水瓶中，其中3個瓶中加入15ml含有10mg NO3/L溶液和5mL去離子水的溶液，另外3個瓶中只加入20mL去離子水，密閉后的試劑瓶充30min的無氧氮氣，后充入使瓶內乙炔氣體分壓為10kPa（ 10% V/V）的高純乙炔，在25℃下以125r/min的轉速進行無光振蕩培養，分別于2、4h抽取頂空氣體1mL取樣分析，反硝化酶活性以2次取樣N2O的濃度差計算，N2O濃度的測定采用島津氣相色譜儀GC7890A.

土壤有機質用重鉻酸鉀容量法-外加熱氧化法測定；全氮用硫酸-過氧化氫消煮法，半微量開氏法測定；土壤溶解性碳的測定采用K2SO4浸提、重鉻酸鉀消化法測定；土壤銨態氮、硝態氮的測定采用2mol/LKCl溶液浸提，納氏試劑比色法測定上清液銨態氮含量，紫外分光光度法測定上清液硝態氮含量；土壤含水率用105℃，24h烘干法測定；pH值選用pH計電位法（土水比1：10）；土壤質地采用比重法［20］.

利用廣州市2009年1：1萬土地調查變更數據和2012～2013年野外調查獲取研究區的土地利用空間信息，將研究區域的土地利用類型分為林地、建筑用地、耕地、園地、水域和其他共6類.地形指數、高程、坡度等地形屬性主要基于10m分辨率的數字化高程模型進行提取、運算；其中地形指數公式TI=ln（α/tanβ）可定量反映土壤蓄水和排水的綜合狀況，表征區域在流域尺度中土壤的相對濕度.

1.4 數據分析方法

使用Minitab17.0軟件的嵌套方差分析對不同尺度中土壤反硝化酶活性進行方差分量估算及顯著性檢驗，使用SAS9.0進行單因素多重比較檢驗不同土地利用間、不同景觀位置間及不同深度土層間土壤反硝化酶活性的差異性，土壤反硝化酶活性與各尺度影響因素間的相關性主要通過SPSS22.0分析，同時利用CANOCO5.0軟件實現偏冗余分析，Oringin9.1軟件主要用于圖表繪制.

土地利用類型、景觀位置及土壤層次等定性變量先對其進行啞變量轉化后再進入統計分析的數列中，方法主要是對其進行0/1賦值［21］，具體為：4種不同的土地利用類型（建筑用地/耕地/園地/林地），可分解為相應的4個啞變量，均表示為0（不存在）和1（存在），景觀位置（H/M/L）與土壤層次（h/m/l）用同樣的方法進行啞變量化，最終把所有需統計分析的定性變量轉化為多個啞變量.

2 結果分析

2.1 不同尺度下的河岸帶土壤反硝化酶活性與土壤環境因子的空間差異性

河岸帶土壤反硝化酶活性（DEA）的測定值為0.797～213.112μg N/（kg·h），存在明顯的空間差異性.嵌套方差分析（表2）表明，DEA在剖面尺度中的空間變異性占總變異的方差貢獻率為66.03%，顯著高于斷面尺度的9.06%和流域尺度的24.91%，說明河岸帶土壤反硝化酶活性的空間變異性主要體現在剖面尺度上；單因素多重比較檢驗結果如圖2所示：在剖面尺度中，土壤垂直剖面的表層與其他層次的DEA存在極顯著差異水平（P＜0.0001），明顯高于其他2層.整體來看，隨著土層深度增加，該活性值急劇減小.斷面尺度中距河邊不同距離間DEA呈顯著差異水平（P=0.028），其中處于中間位置的M土壤反硝化酶活性顯著高于遠離河邊位置的H點的數值，雖然也高于鄰近河邊位置的L點數值，但差異性不明顯，其比H與L點分別高出43.12%和21.28%.流域尺度上中下游間的土壤反硝化酶活性存在極顯著差異水平（P=0.001），其中位于流域下游偏上的D2點DEA顯著高于下游偏下的D1點和流域上游的D4點，D2點雖然數值高于D3點，但兩者間差異不明顯；除最下游建筑用地為背景的D1點DEA偏低外，流域尺度的河岸帶土壤反硝化酶活性呈沿流域從上游至下游逐漸增大的空間分布特征.

同時表2也顯示了各主要土壤因子在不同尺度下的空間異質性情況.其中，剖面尺度的各土層間硝態氮、總氮、全碳及水溶性碳存在顯著差異性；橫斷面尺度的各景觀位置間除了上述因子外，pH值也呈現出顯著差異水平；而景觀尺度的各采樣區除了上述所有因子外，土壤質地與其他指標一樣均具有顯著的空間異質性.

表2 多尺度河岸帶土壤反硝化酶活性與土壤參數的嵌套方差分析Table 2 Nested ANOAVA of soil DEA and soil parameters among different scales in riparian zone

2.2 河岸帶土壤反硝化酶活性與多尺度空間因素間的相關性

不同尺度的空間因素與河岸帶土壤反硝化酶活性的相關矩陣結果表明（表3）：在剖面尺度中，DEA與土壤氨氮、pH值及質地相關性不顯著，與其他土壤環境參數呈顯著正相關，其中與土壤有機碳和總氮呈極顯著正相關，說明在剖面尺度中土壤碳氮元素是主要的DEA影響因子，且表層h與土壤中DEA、氨氮、全氮、總碳及水溶性碳呈極顯著正相關，而底層l與之相反，與這些因子呈負相關關系；斷面尺度中，DEA與景觀位置M呈極顯著正相關關系，與其他2個位置相關性不顯著，同時M位置與土壤中硝態氮、有機碳及全氮含量也呈顯著正相關關系，說明景觀位置通過影響土壤中碳氮含量的空間分布間接影響DEA在斷面尺度中的空間變異性；流域景觀尺度中，DEA與地形指數、耕地比例及耕地用地類型呈顯著正相關，而與坡度、林地比例、建筑用地類型呈顯著負相關，說明高海拔地區的流域上游的林地土壤中DEA活性值較低，而位于平緩的流域下游的耕地土壤中DEA活性值較高.同時還可看出，地形指數、耕地比例及耕地類型與土壤水分、土壤粉粒含量呈極顯著正相關，與土壤砂粒含量呈極顯著負相關，而海拔高度、坡度及林地比例正好與此相反，說明在高海拔、高坡度及低地形指數的林地為主的流域上游土壤主要以排水性能良好的砂土為主，而居于平緩的耕地為主的流域下游土壤主要以蓄水能力較強的壤粘土為主，且耕地比例與硝態氮呈極顯著正相關，說明耕地是硝態氮負荷的主要貢獻源，為DEA反應時提供豐富的有效態氮；這些均表明居于流域下游的以耕地為主的土壤環境利于發生土壤反硝化作用，而上游以林地為主的土壤環境不利于土壤反硝化作用的發生.

圖2 不同空間尺度河岸帶土壤反硝化酶活性的變異性Fig.2 Spatial variability of riparian soil DEA among different scales

表3 河岸帶土壤反硝化酶活性與環境因子的相關性分析Table 3 Correlation between soil DEA and environmental factors in riparian zone

2.3 多尺度空間因子對河岸帶土壤反硝化酶活性空間分異的貢獻大小分析

雖然上述結果可識別影響河岸帶土壤反硝化酶活性的主要因子，但卻難以從整體上區分各尺度影響因子對DEA變異貢獻的大小.因此本研究采用偏冗余分析的方法，辨析各尺度因子對河岸帶土壤DEA變異的解釋能力.結果如圖3所示，所選的3個尺度的所有影響因子可以解釋河岸帶土壤反硝化酶活性空間變異的84.7%，可見這些因子能夠在很大程度上決定DEA在河岸帶土壤中的空間分布情況；其中，剖面尺度中土壤碳氮等元素的空間分布情況是影響DEA變異的主要環境變量，其占到總解釋變異的95.3%（0.807/0.847），斷面尺度因子和流域景觀尺度因子分別只占總解釋變異的12.4%（0.105/0.847）和9.3%（0.079/ 0.847），而兩兩間組合后對DEA空間變異的解釋性卻起到了削減效果.總之，河岸帶土壤反硝化酶活性的空間變異性主要受剖面尺度中具有空間差異性的土壤碳氮等因子直接調控，其效果遠高于斷面尺度、景觀尺度因子對其的間接影響.

圖3 各尺度因子及其相互作用對河岸帶土壤反硝化酶活性變異解釋的貢獻率Fig.3 Contribution rate of all scale-factors and their interaction on soil DEA variation in riparian zone

3 討論

3.1 剖面尺度土壤因子對反硝化酶活性的影響

嵌套方差分析結果表明，河岸帶土壤反硝化酶活性的空間異質性主要發生在剖面尺度上（方差貢獻值達66.03%），同時偏冗余分析結果顯示，該尺度的影響因子對反硝化酶活性的空間分布情況起主要調節作用（占總解釋度的95.3%），因為河岸帶土壤中硝態氮、總氮、總碳及水溶性碳等參數在空間中呈現非勻質性其直接影響反硝化作用在剖面尺度中的空間變異性［10，22］，表2的嵌套方差分析也顯示了該結果.此結論與Groffman等［23］研究的結果相反，其報道認為景觀尺度因子對土壤反硝化作用的影響大于微尺度因子對該作用的影響［28］，因為該研究區域位于美國密歇根州北溫帶森林區，而本研究區域位于中國廣東亞熱帶，且由于研究的土質和土壤排水級別均具有區域尺度的異質性，所以其選擇的土壤質地和土壤排水級別作為景觀尺度因子來分析土壤反硝化酶活性的空間異質性，而本研究區域的土壤質地在小范圍內就存在高度異質性，基于此本研究界定為剖面尺度理化因子，因此可能是因為2個研究案例區的自然地理和景觀特征等具有顯著的不同而導致不一致的結果.

從土壤剖面垂直分異性上看，表層活性極顯著高于其他層次（P＜0.0001），這與前人研究得出的土壤反硝化作用對硝態氮去除能力主要發生土壤剖面表層的結果一致［13，22］，其原因在于表層土壤根系密度、碳氮含量和微生物活性最高［23］，且由于在深層土壤中可利用的有效碳氮基質含量較低，不利于反硝化作用的發生，而使表層下的土壤中DEA值較低［11］，本研究的相關分析也證實了該論點.相關矩陣結果表明，土壤有機碳、水溶性碳、全氮、硝態氮及水分等土壤性質與DEA間呈顯著正相關.因為土壤有機碳的礦化作用不僅提供還原所需的電子，而且提供反硝化酶生長的有機底物和能量，同時有機質的分解會消耗土壤中的氧氣，有利于缺氧環境的形成［24-25］；并且由于水溶性碳不是唯一的電子供體提供者，土壤有機碳含有的其他形態的碳也可能影響反硝化作用［26］，因此土壤有機碳與DEA的相關系數值高于水溶性碳［15］.而土壤總氮給反應基質庫在礦化后提供足量的硝酸根和氨氮離子［27］，硝態氮是反硝化作用發生的電子受體，因此可知土壤各形態氮含量也是影響DEA的重要微尺度因素.土壤水分含量通過影響土壤溶氧量而間接調控DEA的反應［28］.本研究中DEA與土壤pH值相關性不顯著，說明在剖面尺度中pH值不是重要的限制DEA的調控因子，可能因為該地區的土壤pH值均偏小（除D1點外），低于前人所研究的土壤DEA發生反應時的最佳pH（7.0～8.0）范圍［25］，但也有研究表明：土壤有機質、全氮、可溶性碳等與土壤反硝化作用不具有顯著的相關性，反而pH值與之具有密切關系［29］.

總之，在剖面尺度中，河岸帶表層土壤是反硝化作用發生的熱點區域，隨著深度的增加而急劇下降，研究區的河岸帶土壤碳氮、水分含量等因子對DEA變異的貢獻值較大.這些研究結果可為河岸帶土壤管理中剖面尺度反硝化作用重點區位和關鍵影響因子的識別提供指導.

3.2 河岸帶斷面尺度的調控因子對土壤反硝化酶活性的作用

嵌套方差分析表明，斷面尺度的河岸帶土壤DEA的空間變異性占總變異的9.06%，主要體現在河岸帶土壤DEA在不同景觀位置間呈差異顯著水平（P=0.028），處于中間位置的M土壤反硝化酶活性顯著高于遠離河邊位置的H點的數值，雖然也高于鄰近河邊位置的L點數值，但差異性不明顯；偏冗余分析顯示該尺度中的一些因子可解釋DEA空間變異性10.5%之多，相關分析表明該尺度因子中只有景觀位置M點與DEA呈極顯著正相關，該點位于距河岸帶中間位置，而近鄰河邊位置的L與遠離河邊位置的H與其相關性不顯著.實地觀察可知，由于景觀位置M點植被密度較高，可給土壤提供豐富的利于發生反硝化作用的有效碳氮源［26，30］，相關矩陣也表明，景觀位置M與土壤硝態氮、全氮及總碳呈顯著正相關關系；研究區所有橫斷面的H位置與M/L間隔有短距離的田間小道，阻斷了植被景觀連接，影響了土壤元素在橫斷面上的遷移轉化；另外，由于在經過從M到L路徑時發生了明顯的反硝化作用，導致L位置硝態氮含量減少，制約了該位置發生土壤反硝化作用，而使L位置與土壤DEA及硝態氮含量均呈顯著負相關，此結果也證實了有效植被的河岸帶對硝態氮有顯著的去除功能［29，33］； Ullah等［14］研究指出，河岸帶土壤水分含量在景觀位置間的差異性會引起DEA在橫斷面尺度的空間異質性，即不同景觀位置河岸帶土壤水分含量呈現出差異顯著水平.但本研究相關分析結果卻顯示，景觀位置與土壤水分含量間相關性不顯著，同時嵌套方差分析結果也顯示土壤水分在該尺度未出現顯著差異水平，說明可能由于研究區河岸帶寬度較窄，距河邊從遠至近的土壤水分含量空間差異性不明顯，由此可知在該尺度下土壤水分含量不是主要的反硝化酶活性的間接影響因子.

總之，在較窄河岸帶的斷面尺度中，土壤反硝化作用主要發生在離開水域一定距離，且該位置具有良好的景觀連接性和較高的植被密度，而鄰近河邊和離開水域較遠距離處DEA值相對卻較低.此結論與前人研究報道的結果一致，認為景觀位置是DEA的一個重要調節因子；其中Groffman等［23］研究指出代表不同景觀位置的土壤質地和排水性能通過影響土壤濕度、養分含量等來調控土壤反硝化作用，Florinsky等［13］與Ullah等［14］的研究也指出，不同的景觀位置通過影響土壤中碳氮含量、土壤濕度等因子間接對DEA含量進行調節，在植被茂密、濕潤的景觀位置DEA值要明顯高于稀疏植被、干旱土堆的景觀位置上的DEA值，景觀位置的不同可導致DEA值的顯著差異性；該研究結果在河岸帶生態修復斷面寬度的選擇和植被覆蓋度的設計等方面具有指導價值.

3.3 流域尺度的景觀因子對土壤反硝化酶活性的影響

嵌套方差分析結果表明，流域景觀尺度的河岸帶土壤DEA的空間變異性占總變異的24.91%，圖2顯示，該尺度DEA的空間差異性主要體現在耕地河岸帶樣區D2的值高于其他樣區，偏冗余分析結果顯示該尺度的影響因子只解釋了DEA在空間變異性的7.9%之多，主要受土壤自然屬性和人為干擾所影響，位于流域上游林地背景的河岸帶D4樣地，處于高海拔、低地形指數的山地地區，由于土壤發育不完全，該地類與土壤砂粒含量呈極顯著正相關，與土壤水分呈負相關，表明土質主要以砂土或砂壤土等排水良好、蓄水較差的類型為主，該類土質水分含量較少，溶氧較高，這些特點不利于反硝化作用的發生，相關矩陣結果亦表明，D4點與DEA呈負相關；而居于流域下游以耕地類型為主的樣地D2，地貌類型主要是海拔較低、坡度平緩的沖積平原，其土壤發育較完善，該地類與土壤粉粒和水分含量呈顯著正相關，與土壤砂粒含量呈負相關，表明以壤土、粘壤土等排水較差、蓄水良好的土壤類型利于發生反硝化作用，該結論與前人研究報道內容一致，認為土壤質地和排水性能是影響反硝化酶活性的主要物理因素［28］.以耕地為主的D2樣地，人為施肥的干擾強度較大，土壤外源硝態氮含量較高，可供給反硝化作用發生時所需的有效氮，相關矩陣結果也表明，D2點與硝態氮含量和DEA均呈顯著正相關，同時也說明耕地是硝態氮的主要負荷來源.

而處于高度城市化區域的D1點，由于其土壤受到嚴重的人為擾動，剖面沒有呈現土壤學應有的發生規律，土壤質地以砂壤為主，含水性能較差，且由于植被密度較低，可提供給土壤反硝化作用所需的碳氮含量有限；同時由于城市流域地表徑流主要通過城鎮雨水管網直接輸送至河流［31］，使該點的河岸帶地表硝態氮含量較少；整個剖面土壤中雜有大量的垃圾、磚石等，導致土壤pH值偏高，超過適于發生土壤反硝化酶活性的范圍［31］，綜合這些因素可知，D1樣地的河岸帶反硝化作用較弱，該結果與相關分析一致，顯示D1點與河岸帶土壤反硝化酶活性呈負相關關系.

總之，流域景觀尺度的中地形指數、坡度、海拔、土地利用類型等因子直接調控土壤水分、土壤質地及硝態氮含量等的空間分布，而間接影響河岸帶土壤反硝化作用的空間變異性；而城市化等硬質地表的大量增加，嚴重影響了河岸帶土壤反硝化酶活性在流域景觀尺度上的分布規律.

4 結論

4.1 研究區域中，河岸帶剖面尺度的反硝化酶活性空間異質性大于斷面尺度和流域景觀尺度，該尺度的土壤有機碳、全氮、水溶性碳等參數是河岸帶土壤反硝化酶活性空間變異的主要影響因子；且在該尺度中反硝化酶活性主要發生在土壤表層，隨深度的增加其值急劇下降.

4.2 河岸帶斷面尺度的反硝化酶活性主要發生在河岸區域的中間景觀位置，且該位置具有良好的景觀連接性和較高的植被密度.該尺度的景觀位置、植被密度等因子通過影響土壤有機碳、總氮、硝態氮含量的空間分布而間接影響|DEA的空間變異性.

4.3 流域尺度中，除建筑用地背景的樣點外，河岸帶土壤反硝化酶活性從上游至下游逐漸增加，該尺度主要通過海拔高度、地形指數及土地利用類型等景觀因子調控土壤質地、水分及硝態氮等土壤參數而間接影響其在空間中的分布.

4.4 研究區內河岸帶土壤反硝化酶活性的空間分異性主要受剖面尺度因子的直接影響，受斷面尺度和流域尺度上因子的間接影響.用多尺度因子嵌套分析河岸帶土壤反硝化酶活性的空間異質性，應該是識別反消化作用潛力空間分布特征的有效途徑之一.

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Effects of multi-scale control factors on spatial heterogeneity of denitrification in riparian soil： a case study in Liu Xi River of Guangzhou city.

LIU Qing1，2，3， WEI Jian-bing4*， WU Zhi-feng5， ZHONG Shi-jin5， HE Yuan-qing2， JI Dong-qing2（1.Guangzhou Institute of Geochemistry， Chinese Academy of Sciences， Guangzhou 510640， China；2.Guangdong Institute of Eco-environment and Soil Sciences， Guangzhou 510650， China；3.University of Chinese Academy of Science， Beijing 100049， China；4.Key Laboratory of Regional Environment and Eco-Remediation， （Ministry of Education）， Shenyang University， Shenyang 110044， China；5.School of Geographical Sciences， Guangzhou University，Guangzhou 510006， China）. China Environmental Science， 2015，35（10）：3069～3077

Soil denitrification enzyme activity was measured by a hierarchical sampling approach within the riparian zone of the Liu Xi River tributary of Guangzhou city， and explored and identified multi-scale factors that influenced soil denitrification. The results showed that soil denitrification potential—represented by soil denitrification enzyme activity（DEA）—showed more heterogeneity on a profile-scale than on a cross-sectional scale and landscape-scale in riparian zones； multi-scale factors controlled the degree of spatial variation in soil denitrification. The profile-scale factors，including soil TOC （total organic carbon）， TN （total nitrogen） and（nitrate nitrogen）， were the major direct regulators of the spatial distribution of DEA. The cross-sectional scale factors， including landscape position and vegetation density， and the landscape-scale factors， including TI， elevation and land-use types， indirectly regulated the distribution of DEA. At the profile scale， the highest DEA occurred on the upper soil， but dramatically declined from the soil surface to the deeper layers. At the cross-sectional scale， the highest DEA was observed at the landscape position，with good landscape connectivity and high-density vegetation within the middle part of the riparian zone. At the watershed scale， DEA showed an increasing trend from upstream to downstream except for the sites in urbanized areas.

denitrification；riparian soils；multi-scale；control factors

X522

A

1000-6923（2015）10-3069-09

劉 慶（1982-），女，山西長治人，中國科學院廣州地球與化學研究所博士研究生，主要從事流域景觀生態相關研究.

2015-03-17

國家自然科學基金項目（41171399）；國家科技支撐計劃項目（2012BAH32B03-5）

* 責任作者， 教授， oliver1208@sina.com