2. 四川大学建筑与环境工程学院, 成都 610225;
3. 重庆三峡职业学院农林科技系, 重庆 404100;
4. 南京信息工程大学水文气象学院, 南京 210044;
5. 辽宁省气象科学研究所, 沈阳 110166;
6. 中国科学院重庆绿色智能技术研究院中国科学院水库水环境重点实验室, 重庆 400714
2. College of Construction and Environmental Engineering, Sichuan University, Chengdu 610225, China;
3. Department of Agricultural and Forestry Science and Technology, Chongqing Three Gorges Vocation College, Chongqing 404100, China;
4. College of Hydrometeorology, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China;
5. Liaoning Institute of Meteorological Science, Shenyang 110166, China;
6. Key Laboratory of Reservoir Aquatic Environment, Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology, Chinese Academy of Sciences, Chongqing 400714, China
氮是植物生长所需重要营养元素,氮在土壤中的化学形态是影响其迁移转化和环境效应的关键因素[1]. 三峡库区水位周期性涨落,受频繁干湿交替影响,库岸消落带植被适生性下降、 水土流失加重、 支流水体富营养化频发,这可能与库岸消落带土壤氮素“源-库”关系[2]、 支流水文特征[3]、 库岸人类活动[4]等因素有关.
与干流相比,三峡支流水流缓慢,水体自净和缓冲外来干扰的能力相对较弱[5],落干期消落带土壤暴露于空气中,增加了土壤有机氮形成可转化态氮的可能性[6],另外,三峡支流库岸居民耕种活动普遍,氮肥的使用增加了氮素进入土壤并通过淋溶进入水体的风险[7],因此,消落带土壤的“源-库”关系和可转化态氮赋存形态决定了氮素进入水体的通量和速率[8]. 近年来,针对三峡库区土地利用方式对消落带土壤肥力及氮流失的影响[9, 10]、 氮素的收支和释放特征[11, 12, 13]、 土壤氮分布特征调查[14, 15]、 土壤氮素的释放模拟及动力学[16, 17]等开展了大量研究,而针对落干期三峡干支流消落带土壤中可转化态氮含量、 分布及影响因素的研究较少. 本研究以三峡库区(万州段)干支流消落带为例,对比分析长江(万州段)干流、 苎溪河、 密溪河支流消落带落干期土壤中可转化态氮含量特征,以期为三峡支流水体富营养化治理提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 样品采集2011年7月在三峡库区长江(万州段)干支流消落带落干期,采用蛇形布点法采集消落带水位高程175 m以下的表层(0~20 cm)混合土壤样品20个(见图 1),其中,万州干流采样点位于N30°46′55″~N30°50′10″,E108° 23′08″~E108°24′06″之间、 密溪沟支流采样点位于N30°49′38″~N30°49′26″,E108°24′45″~E108°26′16″之间、 苎溪河支流采样点位于N30°49′34″~N30°49′51″,E108°22′03″~E108°21′06″之间. 采集的土样迅速送往实验室,去除石砾及植物残体,放入风干盘中自然风干,适时压碎,采用四分法取适量土壤研磨,过60目土壤筛,混匀装入磨口瓶备用.
![]() | 图 1 采样点地理位置示意 Fig. 1 Geographic location of soil sampling sites |
氮形态测定采用马红波等[18]的分级浸取方法,该方法将土壤可转化态氮(TF-N)分为离子交换态氮(IEF-N)、 碳酸盐结合态氮(CF-N)、 铁锰氧化物结合态氮(IMOF-N) 和有机态和硫化物结合态氮(OSF-N),样品全分解得到总氮(TN). 浸取液中铵态氮(NH4+-N)采用次溴酸钠氧化法测定、 硝态氮( NO3--N )采用紫外分光光度法测定、 亚硝态氮(NO2--N)采用重氮偶氮分光光度法测定、 TN 采用凯氏法测定; 土壤有机质采用重铬酸钾-外加热法测定; 总磷(TP)采用碱熔-钼锑抗分光光度法测定; 阳离子交换量(CEC)采用氯化钡-硫酸强迫交换法测定; 土壤pH值采用复合电极法测定,水土比为5∶1. 土壤粒径组成采用比重计法测定. 采用IBM SPSS 20软件进行数据统计分析,使用SigmaPlot 12.5软件作图.
2 结果与分析 2.1 长江干支流消落带土壤理化性质特征土壤理化性质是影响氮形态的重要因素,长江干流、 苎溪河、 密溪沟消落带土壤有机质(SOM)含量分别为(64.24±6.01)、 (65.04±4.08)和(68.11±6.25)g·kg-1,TN含量分别为(0.28±0.06)、 (0.41±0.09)和(0.40±0.05) g·kg-1,pH值分别为(8.32±0.22)、 (8.21±0.46)和(7.45±0.91),土壤CEC分别为(48.4±41.7)、 (37.1±8.3) 和(19.6±4.4)cmol·kg-1,TP含量分别为(0.74±0.33)、 (0.70±0.07)、 (0.84±0.18) g·kg-1(表 1). 其中,与支流相比,长江(万州)干流消落带土壤SOM和TN含量相对较低,而pH值和CEC值相对较高. 干支流消落带土壤粒径组成均表现为:黏粒<粉粒<砂粒,且支流砂粒比例更高,呈砂质化趋势.
![]() | 表 1 干支流消落带土壤理化性质 Table 1 Physicochemical property of soil in the WLFZ of the Main Stem and Tributaries of Yangtze River |
可转化态氮(TF-N)的存在形态是影响其在土壤中迁移转化速率的关键,消落带土壤中4种形态的可转化态氮含量,见图 2. 从中可知,4种可转化氮形态含量大小排序为 OSF-N>IMOF-N>IEF-N>CF-N,其中OSF-N占可转化态氮的82.3%,是其主要组成部分.
![]() | 图 2 长江(万州段)干支流消落带土壤氮形态分布特征 Fig. 2 Soil nitrogen species distribution characteristics of in the WLFZ of Yangtze River with Wanzhou section |
和OSF-N)在长江万州段干流(GL)、 苎溪河支流(ZX)、 密溪河支流(MX)落干期土壤消落带中的分布,如图 3. 从中可知,总可转化态氮(TF-N)表现为ZX>MX>GL[图 3(a)]; OSF-N[图 3(b)]和IEF-N [图 3(c)]在干支流之间无显著性差异(P>0.05),而CF-N[图 3(d)]和IMOF-N[图 3(e)]在ZX和GL显著大于MX(P<0.05),而GL和ZX间无显著差异(P>0.05).
![]() | 图 3 土壤总可转化态氮中不同形态氮含量及分布特征 Fig. 3 Content and spatial distribution of different nitrogen species in soil total transferable nitrogen |
长江(万州段)干支流消落带土壤可转化态氮各形态与土壤SOM、 TN、 pH、 CEC之间的关系,见表 2. 从中可知,IEF-N与SOM显著正相关(P<0.05),CF-N与pH值显著正相关(P<0.05),IMOF-N与总氮显著负相关(P<0.05),OSF-N与土壤SOM、 TN、 pH、 CEC无显著相关性(P>0.05).
![]() | 表 2 土壤理化性质和氮形态之间的相关性 1) Table 2 Correlation between nitrogen species and basic physicochemical property of soil |
三峡库区特殊的调蓄水制度,使库区干支流水位呈年际周期性涨落,随季节变化库岸消落带土壤经历了不同程度的落干-重新加湿过程[19]. 与三峡库区农耕地和林地表层土壤SOM(2.41~56.72g·kg-1)相比[20],本研究发现消落带土壤SOM含量相对较高(表 1),可能原因为,一方面,淹水条件下SOM分解主要由土壤兼性和专性厌氧生物完成,而与好氧微生物相比,厌氧微生物代谢过程需要较少能量,因此,淹水条件下厌氧分解和同化速率均较慢[21, 22]. 另一方面,落干期消落带土壤暴露于空气中,覆盖陆生草本植物,可通过固定大气中的CO2累积生物物质,其残体进入土壤增加了SOM含量[23, 24]. 同时,水生生物残体死亡后沉积于消落带表层,也可增加消落带土壤有机质输入. 与干流相比,支流消落带土壤SOM略高,这与支流消落带坡度较缓,淹水期水生生物残体和落干期陆生植被有机质输入相对更高有关[25].
与淹水期相比,落干期消落带土壤暴露于空气中,土壤氨化和硝化作用使消落带土壤有机氮加速矿化,重新加湿后可进一步进入水体. 另外,本研究区域土壤为砂质,且CEC与SOM显著负相关(表 2),与干流相比,支流消落带土壤CEC值更低(表 1),这表明其负电荷浓度较低,养分持留能力较弱[26],因此,在水位上涨消落带重新加湿后,如NH4+等阳离子有加速进入水体的可能性. 同时,在淹水条件下,氮可通过反硝化、 厌氧铁氨氧化、 厌氧氨氧化、 厌氧铁氧酸盐还原、 硝化细菌反硝化、 亚硝酸盐依赖甲烷氧化等作用转化为N2和N2O进入大气[27],从而表现为消落带土壤TN含量相对较低(表 1).
与干流相比,三峡支流消落带(MX和ZX)土壤TN(表 1)和TF-N含量均较高[图 3(a)],且TF-N主要以OSF-N形态存在,OSF-N主要是与土壤有机质及硫化物结合氮,可反映有机氮含量水平[28],而三峡库区干支流消落带SOM含量均较高,两者结合较稳定,很难释放,不易参与氮循环,因此,OSF-N在四种可转化氮形态中含量最高,且在干支流之间无显著差异[图 3(b)]. 而IEF-N水溶性较好,易于植物吸收利用和向水体释放,易于参与氮循环[29],因此,在4种可转化态氮形态中含量最低,在干支流之间无显著性差异[图 3(c)],这与文献[30, 31]研究结果一致. CF-N为溶解性有机物结合的有机氮及碳酸盐结合的无机氮,属活性态氮,释放性能稍低于IEF-N,在酸性条件下易于向水体释放. 本研究中pH值与CF-N显著正相关(表 2),支流消落带土壤pH值相对较低,在水位涨落影响下,CF-N更易进入水体[图 3(d)][32]. 与干流相比,支流IMOF-N含量相对较低,可能原因为IMOF-N是铁锰化合物结合氮,在还原条件下易于向水体释放,而三峡支流水流缓慢,落干期消落带裸露,耕作活动频繁,水体富营养化现象频发,水体中溶解氧含量相对较低,处于相对还原环境,有利于IMOF-N向水体释放[图 3(e)][12]. 可见,CF-N和IMOF-N是引起三峡干支流消落带土壤中可转化态氮含量差异的主要因素.
4 结论与三峡库区万州段干流相比,支流消落带落干期土壤有机质和总氮含量较高,而CEC和pH值含量较低. 在干湿循环条件下,总可转化态氮中CF-N和IMOF-N在干支流之间差异显著,可能为三峡支流水体富营养化频发的重要诱因.
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