2016, Vol. 37
2. 北京师范大学资源学院, 北京 100875
2. College of Resources Science and Technology, Beijing Normal University, Beijing 100875, China
随着人为活动向大气排放活性氮(Nr，主要包括氮氧化物NOx和氨NH3)的快速增加[1]，氮沉降对生态系统结构和功能的影响已被全球所关注[2, 3, 4, 5, 6]. 草原生态系统是一种重要而脆弱的生态系统，自20世纪80年代末以来，欧洲和北美大量研究发现，草原生态系统会由于氮沉降引起的富营养化作用、 土壤酸化以及不同的竞争机制而发生显著变化，主要表现为生物多样性降低、 土壤碳汇减少以及氧化亚氮(N2 O)排放的增加等[7, 8, 9].
N2 O是一种重要的温室气体[10, 11]，土壤N2 O的产生主要通过NH4+的硝化过程和NO3-的反硝化过程. 研究表明，土壤性质(包括温度、 含水量、 pH值、 有机质含量和孔隙度等)、 环境条件(包括温度、 降雨和光照等)、 土地利用方式(植被类型和人为活动)和氮输入量等均是影响N2 O排放的因素，其中土壤温度和含水量对自然生态系统尤为重要[12, 13, 14, 15]. 环境温度和降水量的变化使得N2 O的排放具有较为明显的日变化和季节变化[15, 16]. 近年来，氮沉降增加对N2 O排放的影响逐渐引起重视，许多研究表明陆地生态系统活性氮含量的剧增可能会增强硝化与反硝化作用，进而加剧土壤N2 O气体的排放[13].
一般认为温带草原生态系统的N2 O排放量较低，因此国际上在估算全球N2 O排放时往往忽略氮沉降较低的温带生态系统的土壤N2 O排放[17, 18]. 这一定程度上是因为相关研究较少，而且忽略了温带生态系统在不同季节的N2 O排放差异[17]，不确定性较大. 更为重要的是，以往对我国温带草原地区氮沉降可能估计不足. 近年来，我国在温带草原生态系统N2 O排放方面开展了一些研究. 例如杜睿等[19]在内蒙古温带半干旱羊草草原分别于1995年和1998年对N2 O通量进行了较长期的原位观测，研究表明内蒙古温带半干旱典型草原N2 O通量强度为0.6-22.6μg ·(m2 ·h)-1； 董云社等[20]于2001-2003年在内蒙古锡林河流域羊草草原进行了连续2 a的定位实验，研究表明羊草草原原状群落与土壤N2 O年排放通量分别为3.91-4.71μg ·(m2 ·h)-1及5.50-10.03μg ·(m2 ·h)-1. 这些值与欧美其他生态系统相当[21].
我国在过去的30年中，主要由于农业和工业生产活动的加剧，大气NH3和NOx的排放分别呈现2倍和4倍的增加[22]，使中国成为全世界氮沉降最高的国家[23]. 近年来发现在内蒙古的一些草原地区，氮沉降也可能超过3 g ·(m2 ·a)-1[24]，而且由于发现大量煤炭资源而在未来可能大量修建电厂，这些地区的氮沉降将进一步增加. 鉴于此，本研究针对氮沉降急剧增长的中国内蒙典型草原地区，探究草原N2 O排放的机制，测定并估算该地区全年土壤N2 O排放量，进一步探究草原生态系统温室气体排放对氮沉降的响应，以期为政府制定大气污染控制和气候变化应对相关政策提供科学的理论支撑.
1 材料与方法 1.1 实验样地本研究用施加氮肥模拟氮沉降的增加，该控制实验在内蒙古锡林郭勒盟太仆寺旗开展(图 1). 样地位于北京师范大学资源学院太仆寺旗农田-草地生态系统实验站(114°51′-115°49′E，41°35′-42°10′N)所设的天然草地围栏内，为克氏针茅草原，属欧亚大陆干旱与半干旱典型草原，以克氏针茅(Stipa krylovii)和冷蒿(Artemisia frigida)为优势种，主要伴生种有羊草(Leymus chinensis)、 糙隐子草(Cleistogenes squarrosa)等. 该点位于北京西北方向约300 km，距最近的城市(张家口)约100 km，海拔1 450 m，属中温带半干旱大陆性气候，年均温1.6℃，年均降水量400 mm. 该地区的典型土壤类型为栗钙土，土壤全氮含量为1.80 g ·kg-1，土壤有机质含量为17.44 g ·kg-1[25]，由于区域影响以及周边放牧与公路，2012年观测到的氮沉降量(包括湿沉降和干沉降)为3.43 g ·(m2 ·a)-1[24].
 | 图 1 研究站点位置与样地分布示意 Fig. 1 Location of the monitoring site and schematic presentation of sampling plots |
在同一块天然草地内沿固定方向布设18个3m×6m施氮样地(相邻样地间隔1m)，随机进行6种处理之一：空白对照(CK)和5个施氮水平——N2[2 g ·(m2 ·a)-1]、 N5[5 g ·(m2 ·a)-1]、 N10[10 g ·(m2 ·a)-1]、 N25[25 g ·(m2 ·a)-1]和N50[50 g ·(m2 ·a)-1]，每种处理设置3个重复，其中较低的施氮水平(N2、 N5和N10)模拟未来氮沉降的增加(相当于当地目前氮沉降水平分别提高约0.5、 1.5和3.0倍)，而较高的施氮水平(N25和N50)还考虑到未来为了发展人工草地而同时进行施肥. 自2011年6月开始分别按照上述剂量(注意在施氮时向样地外扩展0.5 m以降低边缘效应，因此实际施氮面积是4 m×7 m)，向每个样地中喷洒NaNO3溶液以模拟氮沉降. 使用硝酸盐是考虑到未来该地区煤矿开采和燃煤发电的发展主要增加NOx的排放量，从而增加的氮沉降主要是硝态氮. 每年分两个月(通常为6月和7月初)施加，每次取一半剂量溶于48 L井水(井水的NO3-浓度可忽略不计)中，利用喷雾器均匀喷洒于样地，然后喷洒16L清水冲洗叶片上的氮肥(总水量64L相当于当地年降水量的0.8%)，对照组也喷入等量清水.
1.3 样品采集与分析采用静态箱法对N2 O通量进行测定，每月一次，每次至少持续2 d(11月至次年3月为冻土期，不采样). 静态箱为无底的铝制圆桶(直径11.5 cm，高19 cm)，顶部中央开直径1.0 cm的圆孔并用胶塞密封作为取样口[26]. 每次将静态箱扣置于土壤上方后，分别于0、 15、 30和60 min[27]，用20 mL注射器从静态箱上部预留的取样口进行采样，并快速转移至已抽好真空的12 mL采样瓶中，带回实验室后尽快测定N2 O浓度，样品放置时长不超过1个月(气相色谱GC+电子捕获检测器ECD：Model 6890A，Agilent，USA). N2 O排放通量计算方法为：
土壤温度(ST)和体积含水量(VM)采用土壤水分温度电导率测量仪(MG-EM50)进行测定，探头置于各样地边缘0-10 cm土层，每隔10 min记录一次，24 h内测定数值的平均值为当日值. 土壤含水量(WFPS)通过0-10 cm层土壤容重(BD，实测值为1.10 g ·cm-3)、 土壤颗粒密度(PD，实测值为2.65 g ·cm-3)和体积含水量(VM，%)计算而得：
将2014年6月1日到2015年5月31日采集的14次N2 O排放通量与同步测定的土壤温度(ST)与土壤含水量(WFPS)进行拟合，拟合公式为：
对照样地(CK)2014-2015年土壤含水量(WFPS)低于40%，有很长时间在14%(生长季末9月的平均值)以下，年平均值为9.12%(图 2). 土壤温度(ST)在-10-20℃之间，全年平均为6.29℃. 各次测试N2 O-N排放量的平均值为24.69μg ·(m2 ·h)-1，具有明显的时间变化：全年中测定的N2 O-N排放通量最大值出现在7月，为120.27μg ·(m2 ·h)-1，此时表层土壤湿度(WFPS)为39.2%，土壤温度为19.7℃； 最小值则出现在10月，为0.48μg ·(m2 ·h)-1，表层土壤湿度(WFPS)和土壤温度分别为7.62%和1.51℃.
 | 图 2 对照样地土壤含水率(WFPS)、 表层土壤温度(ST)和N2 O排放通量 Fig. 2 Soil water-filled pore space (WFPS),soil temperature (ST) and N2 O emission flux at 10 cm depth at controlled plots |
本研究在几个典型日内不同采样时间，包括上午、 下午和夜晚测定的N2 O排放通量不具有显著性差异(P>0.05).
2.2 对照样地的N2 O年排放通量将各样地N2 O排放通量与土壤温湿度进行拟合[式(3)]，结果如表 1所示. 其中自然氮沉降条件下的N2 O排放通量公式为：
 | 表 1 不同模拟氮沉降处理下N2 O排放量拟合公式系数 Table 1 Coefficient of the N2 O emissions fitting formula under different simulated nitrogen deposition treatments |
全年计算结果和实测结果的比较如图 3所示. 从中可以看出，夏季几次降水导致的N2 O排放峰对全年N2 O排放量的贡献是主要的. 在这一年中，两个最大的排放峰可以解释全年N2 O排放量的25%以上，均出现在2014年的7月. 模拟N2 O-N排放通量最大值为160.61μg ·(m2 ·h)-1，最小值为0.35μg ·(m2 ·h)-1，夏季(6-8月)平均值为30.21μg ·(m2 ·h)-1，冬季(12-2月)平均值为0.51μg ·(m2 ·h)-1. 自然氮沉降条件下该地区典型草原的N2 O-N年排放量为0.10 g ·(m2 ·a)-1.
 | 图 3 不同模拟氮沉降下N2 O排放通量季节变化的模拟 Fig. 3 Simulation of seasonal variation of daily N2 O emission flux under different N addition |
利用拟合公式计算不同处理下的全年N2 O排放 量，结果如图 4所示. 高氮处理(N25和N50)下的 草原N2 O-N年排放量分别为0.22 g ·(m2 ·a)-1和0.28 g ·(m2 ·a)-1，显著高于对照样地(CK)(RMANOVA，P<0.05)，而低氮处理(N2、 N5和N10)的结果与CK的差异不显著.
 | 柱图上不同字母表示差异显著(RMANOVA，P<0.05) 图 4 不同模拟氮沉降量下N2 O年排放量 Fig. 4 Annual N2 O emission under different N addition |
本研究中，全年N2 O的大量排放主要集中在生长季(6-9月)，这与其他研究中发现的内蒙古半干旱草原排放N2 O的季节变化形式基本相同，但是排放通量的强度大小有所差异[20]. 温带气候类型在生长季期间水热条件适宜，给土壤N2 O的排放提供有利的条件，特别是降雨提高土壤的含水量，进而产生N2 O的排放峰. 而温带草原冬季持续性的低温是限制N2 O产生的重要因素，这与热带草原N2 O排放的限制因素不同[28]. 总之，土壤含水量和土壤温度是影响N2 O排放量的重要因素[14, 29, 30, 31]. 本研究表明N2 O排放不具有明显的日变化，这与土壤含水量和土壤温度的日变化不明显是一致的. 因此仅选择09：00-12：00作为当日采样时间(并用此时刻采样的测量值代表当日N2 O的排放通量)是合理的，这与国际上普遍的做法相一致[32].
3.2 自然氮沉降条件下的N2 O年排放通量内蒙古草原属于欧亚大陆草原，是目前温带草原地区保存较好的天然草原之一. 温带草原根据水分和温度的差异可以划分为草甸草原、 典型草原、 荒漠草原和高寒草原[33]，典型草原作为中国北方农牧交错带重要的草地类型，其土壤-植被系统与大气间温室气体交换通量及其特征是判定内蒙古典型草原对全球温室气体贡献的重要指标之一[19, 34, 35, 36].
本研究计算的2014-2015年该地区自然氮沉降条件下N2 O排放通量稍大于之前年份在此草地类型的研究结果[20, 37](图 5)，也高于世界上其他许多研究的结果[21, 38, 39, 40, 41]，生长季(6-9月)排放量也略高于其他研究结果[42, 43, 44, 45, 46, 47, 48, 49, 50]. 除了研究对象草地类型有所不同和水热条件的差异之外，可能还有两个原因：一方面，由于近年来内蒙古地区经济和社会的快速发展增加了该地区氮沉降的水平，造成自然氮沉降量的增加，进而可能对N2 O的排放通量造成显著影响(氮沉降影响见3.3节)； 另一方面，不同研究采用的年均N2 O排放量的计算方法不同，例如董云社等[20]计算2001-2003年锡林河流域温带半干旱典型草原的羊草草地N2 O排放通量采用逐步回归方程的方法，不同年份N2 O排放通量与气温及土壤表层温度进行了线性拟合，并没有与土壤表层含水量进行拟合； 杜睿等[37]计算1995、 1998-2003等5年天然温带典型草原N2 O通量时采用将实测结果直接取平均的方法.
 | 图 5 自然氮沉降下不同草地类型的N2 O年排放通量及生长季排放量 Fig. 5 Annual and growing seasonal N2 O emission flux under ambient N deposition from different types of grassland |
本研究将实测N2 O排放通量取对数后与同步测定的ST与WFPS进行线性拟合，充分考虑到ST和WFPS是影响N2 O排放量的重要因素，同时参考了HIP概念模型[51]，该模型认为土壤NO和N2 O排放量之比的对数与土壤含水量线性负相关[52]. 尽管本研究的公式拟合效果不错(拟合结果见表 1)，但是因为氮沉降、 植被与土壤类型的差异性，拟合公式的普适性还需要更多的研究加以证明.
3.3 氮沉降对N2 O年排放通量的影响本研究发现高氮处理(N25和N50)可以显著提高N2 O的年排放量(P<0.05)，并且N2 O的年排放量与模拟氮沉降量呈现显著的线性关系：
 | 图 6 不同模拟氮沉降量下N2 O年排放通量 Fig. 6 Annual N2 O emission under different N addition |
在英国的温带草原进行的控制实验表明，施加硝态氮可促进土壤反硝化作用，进而增加土壤的N2 O排放通量[41, 53]. 而施加同样剂量的有机氮，N2 O排放通量与自然沉降下相比没有明显增加，并显著低于施加硝态氮的结果[7]. 在亚热带草原进行的施加铵态氮的控制实验显示，铵态氮同样可以增加N2 O的排放[54]. 所以，不同形态的氮沉降对土壤N2 O排放的影响可能不同，这取决于N2 O的来源主要是硝化过程还是反硝化过程. 本研究的结果与上述研究相似，但是氮沉降对N2 O的排放通量的增加幅度较小，草地类型的差异可能是造成N2 O的排放通量不同的主要原因. 另外，虽然氮沉降是影响土壤含氮量的重要因素，土壤N2 O排放量与土壤含氮量具有相关关系[51]，但N沉降量本身并非一个随时间变化的参数(本研究模拟氮沉降量是通过两次施加的)，所以不能将N沉降量作为本研究计算土壤N2 O排放量的拟合指标. 尽管本研究模拟氮沉降的类型为NaNO3,不能简单认为NO3-的反硝化作用是产生N2 O的主要过程. 今后可以通过同位素示踪的方法进一步研究硝化和反硝化作用对N2 O排放通量的贡献，以探讨典型草原生态系统N2 O排放机制[53, 55].
4 结论(1)在当前氮沉降条件下，内蒙古太仆寺旗温带典型草原生态系统2014年-2015年N2 O-N排放通量为0.10 g ·(m2 ·a)-1，约占当地氮沉降水平的3%.
(2)未来氮沉降增加有可能显著提高温带典型草原的N2 O排放量. 我国温带典型草原较高的温室气体N2 O排放以及氮沉降对草原生态系统的其他影响值得关注.
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