氮素形態對泥炭沼澤土壤有機碳礦化的影響

陶寶先，宋長春

1. 聊城大學環境與規劃學院，山東 聊城 252059；2. 中國科學院東北地理與農業生態研究所，吉林 長春 130102

氮素形態對泥炭沼澤土壤有機碳礦化的影響

陶寶先1，宋長春2,*

1. 聊城大學環境與規劃學院，山東 聊城 252059；2. 中國科學院東北地理與農業生態研究所，吉林 長春 130102

大氣氮沉降是全球變化的主要因素之一。硝態氮、氨態氮是大氣氮沉降的兩種主要氮素形態，且兩者在大氣氮沉降中的比例具有較大的空間變異性。目前，多數研究側重于探討氮輸入量與土壤碳循環過程之間的關系，很少有研究關注不同氮素形態對沼澤濕地土壤有機碳礦化的影響。以東北地區多年凍土區及季節凍土區泥炭沼澤為例，利用室內模擬實驗，在100%土壤最大持水量條件下，將土樣于15 ℃好氧培養60 d，研究不同形態氮輸入對泥炭沼澤土壤有機碳礦化的影響。結果表明，多年凍土區和季節凍土區泥炭沼澤0～30 cm深度的土壤有機碳貯量分別為17.60、13.06 kg·m-2。多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳的累積礦化量顯著大于季節凍土區（P<0.001）。同一泥炭沼澤中，表土（0～15 cm）有機碳累積礦化量顯著大于下層（15～30 cm；P<0.001）。氨態氮抑制土壤有機碳礦化，使多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳累積礦化量下降12.08%～14.90%，季節凍土區下降7.28%～12.57%，而硝態氮及硝酸氨對土壤有機碳礦化無顯著影響。此外，氮素形態、土壤深度及泥炭沼澤類型對土壤有機碳礦化有顯著的交互作用（P<0.05）。因此，區分不同氮素形態對土壤碳排放的影響是非常有必要，有利于深入了解大氣氮沉降對泥炭沼澤土壤碳庫穩定性的影響。

氮形態；有機碳礦化；泥炭沼澤；東北地區

泥炭沼澤約占陸地總面積的 2%～3%，卻存貯了近 1/3的陸地土壤有機碳（Gorham，1991）。北半球高緯地區濕地具有寒冷、滯水、缺氧及土壤pH較低等環境特征（Currey等，2010），植被固碳量及凋落物歸還量超過了土壤碳排放量（Hill等，2007），使其成為全球重要的碳庫（Bragazza等，2006）。近百年來，陸地生態系統大氣氮沉降量已增加一倍，且在持續增加（Vitousek等，1997）。據預測，到 2030年，亞洲地區的大氣氮沉降量將增加 1.4～2倍（IPCC，2007）。然而，大氣氮沉降對土壤有機碳礦化的影響仍不確定。前期研究發現，大氣氮沉降促進泥炭沼澤土壤碳排放（Currey等，2010）。然而，大氣氮沉降量與土壤碳排放速率間并非呈線性關系，隨著大氣氮沉降量的增加，它對土壤碳排放的促進作用在逐漸減弱（Bragazza等，2006）。此外，也有研究發現，大氣氮沉降抑制土壤碳排放（Johnson等，2010）或無顯著影響（Song等，2010）。

目前，大多數學者側重研究氮沉降量與土壤碳排放之間的關系，很少有研究區分不同氮素形態對土壤碳循環過程的影響（Min等，2011；Huang等，2011；Ramirez等，2010）。硝態氮、氨態氮具有相反的離子電荷，它們對土壤pH可能產生相反的作用（S?derberg和B??th，2004）。這是否影響濕地土壤有機碳的礦化?目前仍不確定。有研究發現，兩種形態氮沉降對土壤pH產生不同影響，并導致土壤酶活性產生不同的響應，最終改變濕地土壤有機碳礦化（Min等，2011）。但是，相反的結論表明，不同形態氮輸入雖然對土壤pH有不同的影響，但影響土壤有機碳礦化的主要因素是氮沉降量，而非氮沉降對土壤pH的改變（Ramirez等，2010）。近期研究發現，氨態氨或脲素輸入對土壤碳排放有促進（Min等，2011；Huang等，2011）、抑制作用（Ramirez等，2010），或無顯著影響（Song等，2010）；硝態氮輸入也呈現類似的結果（Currey等，2010；Song等，2010；Min等，2011）。此外，有機碳質量及氮輸入量也影響有機碳礦化對不同形態氮輸入的響應。長期培養實驗的初期及末期的有機碳礦化速率可以反映易分解、難分解碳組分的礦化速率，硝酸氨輸入促進培養初期有機碳礦化，抵制培養末期有機碳礦化（Hobbie等，2012）。Enrique等也發現，少量的氨態氮輸入促進土壤有機碳礦化，而高水平氨態氮輸入卻抑制有機碳礦化（Enrique等，2008）。目前，鮮有研究區分不同氮形態對濕地土壤碳循環的影響，且現有的少量研究結論也不統一，限制了我們深入理解濕地土壤氮的可利用性與碳循環過程之間的關系。因此，區分不同形態氮輸入對土壤有機碳礦化的影響是非常有必要的。

東北地區濕地面積占全國濕地總面積的48.3%（劉興土，2005），且該區域濕地多處于亞歐大陸多年凍土區的南緣（周幼吾等，2000）。據預測，全球變暖使亞歐大陸多年凍土區的氣溫逐漸升高（Rey等，2005），這可能增加土壤氮的可利用性，改變土壤有機碳礦化，影響陸地生態系統碳平衡（Mack等，2004）。目前，關于不同形態氮輸入對東北地區泥炭沼澤土壤有機碳礦化的研究仍不多見。本研究以東北地區多年凍土區及季節凍土區泥炭沼澤為例，利用室內模擬實驗，研究不同形態氮輸入對泥炭沼澤土壤有機碳礦化的影響，以期深入了解氮的可利用性與泥炭沼澤土壤碳庫穩定性之間的關系，為我國濕地土壤碳庫管理提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

采樣點位于東北地區多年凍土區（52°56′N，122°52′E）和季節凍土區（47°29′N，133°21′E）泥炭沼澤。其中，多年凍土區泥炭沼澤發育于大興安嶺的溝谷平地，該區降水量440～490 mm，年均溫-4.3 ℃，主要植被類型為篤斯越桔（Ledum palustre-Vaccinium）、泥炭蘚（uliginosum-Sphagnum）等（Jin等，2007）。季節凍土區泥灰沼澤主要發育于三江平原，該區降水量558 mm，超過65%的降水集中在7、8月份，年均溫2.5 ℃，主要植被類型為毛果苔草（Carex lasiocarpa）、狹葉甜茅（Glyceria spiculosa）等。

1.2 樣品采集與分析

2012年9月，于上述地區選擇泥炭沼澤，采集0～15、15～30 cm的土壤樣品，每種類型泥炭沼澤多點取樣，并盡快送回實驗室。手工挑出根系、新鮮凋落物、石塊等雜物，過2 mm篩，4 ℃冷藏保存。其中一部分土樣于陰涼處風干，測試最大持水量及土壤pH，并取部分風干樣研磨、過0.25 mm篩，測試土壤總氮、有機碳含量。另一部分新鮮土樣用于室內培養實驗。

土壤最大持水量測試采用Rey等的方法（Rey等，2005）。土壤總氮含量采用凱氏定氮法，土壤有機碳含量采用硫酸——重鉻酸鉀濕氧化法測定，土壤pH采用pH計測定（魯如坤，2000）。土壤有機碳分子結構采用固態13C核磁共振波譜法（13C-NMR）測試。土壤基本屬性見表1。

表1 土壤樣品基本性質Table 1 The basic characteristics of soil sample at two study sites

將10 g土樣（干重）放置于500 mL廣口瓶中，加入適量NaNO3、NH4Cl、NH4NO3溶液，隨后用去離子水調節土壤含水量至 100%最大持水量。用紗布將瓶口封住，即保持瓶內空氣流通、又減緩水分損耗，于15 ℃恒溫培養60 d。相關研究表明，本研究區大氣氮沉降量約為N 1.43 g·m-2·a-1（Lü和Tian，2007），且大氣氮沉降量將持續增加（IPCC，2007）。因此，本研究的氮輸入量為N 3 g·m-2·a-1。

實驗的前20 d，每5 d測試一次土壤有機碳礦化速率，其后每 10 d測試一次土壤有機碳礦化速率。測試前，用新鮮空氣替換瓶內空氣，然后用帶三通的膠塞密封瓶口，24 h后用帶三通的注射器抽取20 mL瓶內空氣，用氣相色譜（Agilent 7820A,USA）測試CO2含量。用氣體樣品與新鮮空氣CO2含量差值計算土樣釋放CO2的量。取樣后，去掉膠塞，重新用紗布封口。每隔3 d用稱重法補充瓶內水分。

1.3 統計分析

采用 SPSS11.5軟件對不同處理之間的數據進行方差分析和顯著性檢驗，其中顯著性差異P<0.05。采用Origin8.0作圖。

2 結果

多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳、總氮、C/N及土壤有機碳累積礦化量均大于季節凍土區；在同類泥炭沼澤中，上述指標值隨土壤深度增加而下降（表 1，圖 1）。多年凍土區、季節凍土區泥炭沼澤0～30 cm 的有機碳貯量分別為 C 17.60、13.06 kg·m-2。根據13C-NMR分析（圖2），兩類泥炭沼澤土壤在45～110 ppm波譜范圍的有機碳官能團的比例為35.67%～54.17%。

圖1 土壤有機碳累積礦化量(n=3)Fig. 1 Cumulative CO2production in two peatlands (n=3)

圖2 土壤有機碳固態13C核磁共振波譜分析。PR代表多年凍土區，SFR代表季節凍土區Fig. 2 Results of13C-NMR analysis. PR = permafrost region, SFR = seasonally frozen region

經過60 d的培養，多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳的累積礦化量顯著大于季節凍土區（P<0.001）。同一泥炭沼澤中，表土有機碳累積礦化量顯著大于下層（P<0.001）。氨態氮輸入顯著抑制土壤有機碳礦化（P<0.05），使多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳累積礦化量下降12.08%～14.90%，季節凍土區下降7.28%～12.57%。硝態氮及硝酸氨對土壤有機碳礦化無顯著影響。三因素方差分析表明，氮素形態、土壤深度及泥炭沼澤類型均對土壤有機碳礦化有顯著影響，且存在顯著的交互作用（P<0.05；表2）。

表2 有機碳累積礦化量的三因素方差分析結果Table 2 Results of three-way analysis of ANOVA

3 討論

短期培養實驗常用于評價土壤碳排放的時空變異性（Turetsky，2004）。大尺度上影響土壤碳排放時空變異性的主要是溫度等環境因素（Knorr等，2005）。在本研究區，多年凍土區的年均溫低于季節凍土區，有助于土壤有機碳的累積。因此，多年凍土區0～30 cm深度的土壤有機碳貯量大于季節凍土區。13C-NMR是分析有機質分子結構的有效手段，它可以精確測定各種有機碳官能團在有機質中的比例。通常，波譜范圍45～60 ppm的有機碳官能團代表多糖類物質；60～110 ppm的有機碳官能團代表碳水化合物等（Rovira和Vallejo，2002）。13C-NMR分析表明，兩類泥炭沼澤土壤中，多糖、碳水化合物等易分解碳組分在土壤有機碳中的比例高達35%～55%（表1，圖2）。雖然季節凍土區表層土壤中易分解碳組分在有機質中的比例要大于多年凍土區，但季節凍土區泥炭沼澤土壤有機碳的含量要低于多年凍土區。因此，多年凍土區泥炭沼澤土壤中含有更多的易分解碳組分，使得多年凍土區泥炭沼澤土壤有機碳的累積礦化量大于季節凍土區。此外，兩類泥炭沼澤表土有機碳含量較高，且表土有機碳含有更多的易分解碳組分（表1），使表土有機碳的累積礦化量明顯大于下層土壤（圖1）。因為，土壤深度可以反映土壤有機碳礦化的難易程度，深層土壤有機碳由于含有較多的“老碳”（old carbon），因此，具有較低的礦化速率（Rey等，2005）。

根據資源分配模型（Resource Allocation Models），氮輸入理論上增加了土壤微生物對碳的需求（Sinsabaugh和Moorhead，1994）。因此，氮沉降通常能夠加速土壤有機碳分解（Currey等，2010；Huang等，2011）。早期研究也發現，土壤C/N小于30時，土壤異養呼吸受碳的限制（Kaye和Har，1997）。在三江平原，氮輸入促進沼澤化草甸土壤碳排放（Zhang等，2007a）和植物生長（Zhang等，2007b），表明此生態系統仍受氮限制。我們的研究卻發現，氨態氮輸入抑制泥炭沼澤土壤有機碳礦化(圖1)，這與上述研究結論相反，表明無機氮輸入可能減緩泥炭沼澤土壤碳分解。

產生上述結果的原因可能是：（1）Min等發現，氨態氮輸入抑制了濕地土壤有機碳礦化，但加速了碳水化合物的消耗（Min等，2011）。Schimel和Weintraub也認為，外源氮輸入降低氮限制生態系統土壤呼吸速率是因為氮素主要促進微生物生長，而非呼吸損耗（Schimel和Weintraub，2003）。據此推測，本研究區土壤微生物活性可能仍受氮素限制，但土壤有機碳礦化被抑制可能是因為氨態氮輸入主要用于促進微生物生長，而非異養呼吸損耗。（2）早期研究發現，土壤pH的改變可以預測碳排放的趨勢（Evans等，2008）。而且，氨態氮輸入可以降低土壤pH（Song等，2010；Min等，2011），改變土壤酶活性（McAndrew和Malhi，1992），影響土壤有機碳分解。Toberman等也發現，酚氧化酶活性隨土壤pH下降而降低（Toberman等，2008）。我們前期在三江平原沼澤化草甸的研究也發現，高水平輸入顯著降低土壤 pH，且土壤微生物量碳與土壤pH顯著相關（Tao等，2013）。據此推測，氨態氮輸入降低了土壤 pH，抑制了與土壤碳循環相關的微生物及酶活性，減緩了土壤有機碳礦化。

本研究發現，硝態氮輸入對土壤有機碳礦化無顯著作用。其原因可能是：（1）異養微生物通過分泌胞外酶分解有機質，且β-葡萄糖苷酶是與土壤碳循環密切相關一種土壤酶，而硝態氮輸入對濕地土壤β-葡萄糖苷酶活性無顯著影響（Min等，2011），這可能是產生上述結果的一種原因。（2）微生物對不同形態氮素有選擇性吸收趨勢。前期研究發現，土壤微生物優先吸收氨態氮（王春陽等，2010），因為吸收氨態氮消耗的能量較小（Puri和Ashman，1999）；在黃土高原地區，隨著土地利用類型的變化，森林、草地生態系統土壤微生物也有優先利用氨態氮的趨勢（王春陽等，2010），這可能是產生上述結果的另一原因。（3）外源氮輸入可能改變微生物種群結構，影響土壤有機碳分解。有研究表明，土壤微生物種群結構從真菌為主向細菌為主轉變，能降低有機碳的分解速率（Allison等，2008）。早期研究表明，氮輸入降低了真菌生物量（Frey等，2004），增加了細菌生物量（Min等，2011）。其他研究也發現，硝態氮輸入對根際細菌活性無顯著作用，而氨態氮輸入卻有抑制作用（S?derberg和B??th，2004）。據此推測，微生物對兩種氮素的選擇性吸收有可能改變土壤微生物種群結構，對土壤有機碳礦化產生不同影響。

此外，硝酸氨輸入對土壤有機碳礦化也無顯著作用，這與同區域其它類型濕地的研究結論不同（Zhang等，2007；Tao等，2013）。有研究表明，氮輸入量能夠很好地解釋它對土壤有機碳礦化的抑制作用（Ramirez等，2010）。我們前期的研究也發現，硝酸氨對該區域沼澤化草甸土壤有機碳礦化的抑制作用隨輸入量增加而增強（Tao等，2013）。在本研究中，氨態氮輸入抑制土壤有機碳礦化，但硝態氮輸入對土壤有機碳礦化無顯著作用。且硝酸氨中僅有一半氮素是氨態氮，較少的氨態氮可能不足以對土壤有機碳礦化產生明顯的抑制作用。

硝態氮和氨態氮是大氣氮沉降的兩種主要形態（van Den Berg等，2008）。大氣氮沉降中兩種氮素的比例呈現較大的空間變異性（Klemm和Wrzesinsky，2007）。由于植物生長對兩種氮素具有選擇性吸收趨勢（Verhoeven等，2011），且兩種形態氮輸入對土壤pH有不同影響（Enrique等，2008），這會影響土壤微生物活性（Currey等，2010），并進一步改變植物的固碳潛勢及土壤有機碳的分解。本研究已初步發現，兩種形態無機氮輸入對土壤有機碳礦化產生不同的影響。后續研究應詳細區分不同形態氮輸入對生態系統碳循環過程諸環節的影響，并著重探討其機理，以便進一步了解土壤氮的可利用性與土壤碳循環過程之間的關系。此外，在利用相關模型預測大氣氮沉降對土壤碳庫穩定性的影響時，也應區分不同形態氮素的影響，以利于更精確地評估未來土壤碳排放對大氣氮沉降的響應。

4 結論

硝態氮和硝酸氨輸入對兩類泥炭沼澤土壤有機碳礦化無顯著作用。氨態氮輸入抑制土壤有機碳礦化，這有利于泥炭沼澤土壤有機碳的累積，增強泥炭沼澤的碳“匯”功能。本研究表明：詳細區分不同形態氮輸入對生態系統碳循環過程諸環節的影響是非常有必要的。同時，在預測氮沉降對土壤碳排放的影響時，也有必要區分不同形態氮素影響的差異，以精確評估大氣氮沉降對土壤碳排放的影響。

ALLISON S D, CZIMCZIK C I, TRESEDER K K. 2008. Microbial activity and soil respiration under nitrogen addition in Alaskan boreal forest [J]. Global Change Biology, 14(5): 1156-1168.

BRAGAZZA L, FREEMAN C, JONES T, et al. 2006. Atmospheric nitrogen deposition promotes carbon loss from peat bogs [J]. PNAS, 103(51): 19386-19389.

CURREY P M, JOHNSON D, SHEPPARD L J, et al. 2010. Turnover of labile and recalcitrant soil carbon differ in response to nitrate and ammonium deposition in an ombrotrophic peatland [J]. Global Change Biology, 16(8): 2307-2321.

DENMAN K L, BRASSEUR G, CHIDTHAISON A, et al. 2007. Couplings between changes in the climate system and biogeochemistry[C]//Solomon S, Qin D, Manning M, et al. Climate Change 2007: The physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA.

ENRIQUE A G, BRUNO C, CHRISTOPHER A, et al. 2008. Effects of nitrogen availability on microbial activities, densities and functional diversities involved in the degradation of a Mediterranean evergreen oak litter (Quercus ilex L.) [J]. Soil Biology & Biochemistry, 40(7): 1654-1661.

EVANS C, GOODALE C, CAPORN S, et al. 2008. Does elevated nitrogen deposition or ecosystem recovery from acidification drive increased dissolved organic carbon loss from upland soil? A review of evidence from field nitrogen addition experiments [J]. Biogeochemistry, 91(1): 13-35.

FREY S D, KNORR M, PARRENT J L, et al. 2004. Chronic nitrogen enrichment affects the structure and function of the soil microbial community in temperate hardwood and pine forests [J]. Forest Ecology and Management, 196(1): 159-171.

GORHAM E. 1991. Northern peatlands: role in the carbon cycle and probable responses to climatic warming [J]. Ecological Applications, 1: 182-195.

HILL P W, MARSHALL C, WILLIAMS G G. 2007. The fate of photosynthetically-fixed carbon in Lolium perenne grassland as modified by elevated CO2and sward management [J]. New Phytologist, 173(4): 766-777.

HOBBIE S E, EDDY W C, BUYARSKI C R, et al. 2012. Response of decomposing litter and its microbial community to multiple forms of nitrogen enrichment [J]. Ecological Monographs, 82(3): 389-405.

HUANG Z Q, CLINTON P W, BAISDEN W T, et al. 2011. Long-term nitrogen additions increased surface soil carbon concentration in a forest plantation despite elevated mineralization [J]. Soil Biology & Biochemistry, 43(2): 302-307.

JIN H J, YU Q H, GUO D X. 2007. Degradation of permafrost in the Xing’an Mountains, Northeast China [J]. Periglac Process, 18(3): 245-258.

JOHNSON D, MOORE L, GREEN S, et al. 2010. Direct and indirect effects of ammonia, ammonium and nitrate on phosphatase activity and carbon fluxes from decomposing litter in peatland [J]. Environmental Pollution, 158(10): 3157-3163.

KAYE J P, HART S C. 1997. Competition for nitrogen between plants and soil microorganisms [J]. Tree, 12(4): 139-143.

KLEMM O, WRZESINSKY T. 2007. Fog deposition fluxes of water and ions to a mountains site in Central Europe [J]. Tellus Series B: Chemical and Physical Meteorology, 59(4): 705-714.

KNORR W, PRENTICE I C, HOUSE J I, et al. 2005. Long-term sensitivity of soil carbon turnover to warming [J]. Nature, 433(7023): 298-301.

Lü C Q, TIAN H Q. 2007. Spatial and temporal patterns of nitrogen deposition in China: Synthesis of observational data [J]. Journal of Geophysical Research 112, doi: 10.1029/2006JD007990.

MACK M C, SCHUUR E A G, BRET-HARTE M S, et al. 2004. Ecosystem carbon storage in arctic tundra reduced by long-term nutrient fertilization [J]. Nature, 431: 440-443.

MCANDREW D W, MALHI S D. 1992. Long-term N fertilization of a solonetzic soil: effects on chemical and biological properties [J]. Soil Biology & Biochemistry, 24(7): 619-623.

MIN K, KANG H, LEE D. 2011. Effects of ammonium and nitrate additions on carbon mineralization in wetland soils [J]. Soil Biology & Biochemistry, 43(12): 2461-2469.

PURI G, ASHMAN M. 1999. Microbial immobilization of15N-labelled ammonium and nitrate in a temperate woodland soil [J]. Soil Biology and Biochemistry, 31(6): 929-931.

RAMIREZ K S, CRAINE J M, FIERER N. 2010. Nitrogen fertilization inhibits soil microbial respiration regardless of the form of nitrogen applied [J]. Soil Biology and Biochemistry, 42(12): 2336-2338.

REY A, PETSIKOS C, JARVIS P G, GRACE J. 2005. Effect of temperature and moisture on rates of carbon mineralization in a Mediterranean oak forest soil under controlled and field conditions [J]. European Journal of Soil Science, 56(5): 589-599.

ROVIRA P, VALLEJO V R. 2002. Labile and recalcitrant pools of carbon and nitrogen in organic matter decomposing at different depths in soil: an acid hydrolysis approach [J]. Geoderma, 107(1): 109-141.

SCHIMEL J P, WEINTRAUB M N. 2003. The implications of exoenzyme activity on microbial carbon and nitrogen limitation in soil: a theoretical model [J]. Soil Biology and Biochemistry, 35(4): 549-563.

SINSABAUGH R L, MOORHEAD D L. 1994. Resource allocation to extracellular enzyme production: a model fro nitrogen and phosphorus control of litter mineralization [J]. Soil Biology and Biochemistry, 26(10): 1305-1311.

S?DERBERG K H, B??TH E. 2004. The influence of nitrogen fertilization on bacterial activity in the rhizosphere of barely [J]. Soil Biology and Biochemistry, 36(1): 195-198.

SONG M H, JIANG J, CAO G M, et al. 2010. Effects of temperature, glucose and inorganic nitrogen inputs on carbon mineralization in a Tibetan alpine meadow soil [J]. European Journal of Soil Biology, doi: 10.1016/j.ejsobi. 2010.09.003.

TAO B X, SONG C C, GUO Y D. 2013. Short-term effects of nitrogen additions and increased temperature on wetland soil respiration, Sanjiang Plain, China [J]. Wetlands, 33(4): 727-736.

TOBERMAN H, FREEMAN C, ARTZ R R E, et al. 2008. Impeded drainage stimulates extracellular phenol oxidase activity in riparian peat cores [J]. Soil Use and Management, 24(4): 357-365.

TURETSKY M R. 2004. Mineralization and organic matter quality in continental peatlands: the ghost of permafrost past [J]. Ecosystems, 7(7): 740-750.

VAN DEN BERG L J L, PETERS C J H, ASHMORE M R, et al. 2008. Reduced nitrogen has a greater effect than oxidized nitrogen on dry heathland vegetation [J]. Environmental Pollution, 154(3): 359-369.

VERHOEVEN J T A, BELTMAN B, DORLAND E, et al. 2011. Differential effects of ammonium and nitrate deposition of fen phanerogams and bryophytes [J]. Applied Vegetation Science, 14(2): 149-157.

VITOUSEK P M, ABER J D, HOWARTH R W, et al. 1997. Human alteration of the global nitrogen cycle: sources and consequences [J]. Ecological Applications, 7(3): 737-750.

ZHANG L H, SONG C C, WANG D X, et al. 2007b. Effects of exogenous nitrogen on freshwater marsh plant growth and N2O fluxes in Sanjiang Plain, Northeast China [J]. Atmospheric Environment, 41: 1080-1090.

ZHANG L H, SONG C C, ZHANG X H, et al. 2007a. Effects of nitrogen on the ecosystem respiration, CH4and N2O emissions to the atmosphere from the freshwater marshes in northeast China [J]. Environmental Geology, 52: 529-539.

劉興土. 2005. 東北濕地 [M]. 北京: 科學出版社.

魯如坤. 1999. 土壤農業化學分析方法 [M]. 北京: 北京農業科技出版社.

王春陽, 周建斌, 董燕婕等. 2010. 黃土區六種植物凋落物與不同形態氮素對土壤微生物量碳氮含量的影響[J]. 生態學報, 30(24): 7092-7100.

周幼吾, 郭東信, 邱國慶. 2000. 中國凍土 [M]. 北京: 科學出版社.

Effects of Nitrogen Forms on Carbon Mineralization in Peatland Soils

TAO Baoxian1,2, SONG Changchun2,*,
1. Liaocheng University, College of Environment and Planning, Liaocheng 252059, China; 2. Northeast Institute of Geography and Agoecology, Chinese Academy of Sciences, Changchun 130102, China

Nitrogen (N) deposition is one of the most significant environmental change factors for terrestrial ecosystems. The N deposition could be in two forms as ammonium and nitrate, while the proportions of these two N forms in atmospheric N depositon have great spatial variation. How various N forms affect carbon (C) mineralization is critically important while is lacking of investigation. In this study, an incubation experiment was carried out to investigate the effects of N forms on C mineralization using peat samples collected from permafrost (PR) and seasonally frozen region (SFR) in Northeast China. The samples were incubated for 60 days under the conditions of 15 ℃ and 100% water holding capacity. We found that the storage of C was larger in PR (C 17.60 kg·m-2) than that in SFR (C 13.06 kg·m-2). The cumulative CO2production was larger in PR compared with those in SFR, while the surface peat layer (0～15 cm) produced more CO2than subsurface peat layer (15～30 cm) within the same peatland. Ammonium addition suppressed C mineralization, and the cumulative CO2production was decreased ranging from 12.08% to 14.90% in PR, and from 7.28% to 12.57% in SFR. However, nitrate and ammonium nitrate additions produced neutral effect on C mineralization. Moreover, soil depth, peatland types and N forms had significant and interactive effects on C mineralization. This study highlights the importance of distinguishing nitrate and ammonium when estimating/projecting C fluxes in response to N addition. The ecosystem models should separately simulate nitrate and ammonium when estimating the effects of N addition on C storage.

Nitrogen forms; carbon mineralization; peatlands; Northeast China

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.03.002

S153

A

1674-5906（2015）03-0372-06

陶寶先，宋長春. 氮素形態對泥炭沼澤土壤有機碳礦化的影響[J]. 生態環境學報, 2015, 24(3): 372-377.

TAO Baoxian, SONG Changchun. Effects of Nitrogen Forms on Carbon Mineralization in Peatland Soils [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(3): 372-377.

國家自然科學基金項目（41125001；40930527）；中國科學院戰略性先導科技專項-應對氣候變化的碳收支認證及相關問題（XDA05050508；XDA05020502）；中國科學院知識創新工程重要方向項目（KZCX2-YW-JC301）；山東省自然科學基金（ZR2014DQ015）；聊城大學博士啟動基金（318051430）

陶寶先(1981年生)，男，講師，博士，主要研究方向為濕地生態過程。E-mail: taobaoxian@lcu.edu.cn *通訊聯系人，E-mail: songcc@neigae.ac.cn

2015-01-12