氮素输出作为森林生态系统氮循环的3个主要过程之一，包括反硝化作用产生的N₂O、N₂等气体的排放和雨水冲刷下渗淋溶等环节^[1]。其中，土壤N₂O排放是氮素损失的一个重要途径。虽然土壤N₂O排放所损失的氮仅为输入氮的1% 左右^[2]，但由于N₂O具有296倍~310倍的增温效应而备受关注^[3]。此外，亚热带地区台风等极端事件频发，降水形成的土壤渗透水，携带大量的NO₃^–-N、NH₄⁺-N等土壤有效氮迁移到深层土壤或离开陆地生态系统，进而使得植物的生长发育受到氮素限制，这使得由淋溶引起的氮损失成为土壤氮的主要流失途径^[4-5]。深入探讨土壤气态氮排放和氮淋溶损失的差异对森林生态系统氮循环的研究具有重要意义，有助于解决由区域气候特征引起的生态系统氮限制^[6]。

南方红壤低山丘陵区是我国仅次于黄土高原的第二大水土流失地区^[7]。福建省长汀县作为我国典型的南方红壤水土流失区，其生态治理受到国家和地方各级政府长期以来的高度重视，在该地区开展了大规模以先锋树种马尾松为主的植被恢复和生态保护修复^[8]。有研究表明，植被恢复会影响土壤理化性质和土壤结构，造成土壤通透性、土壤微生物活性等发生改变，从而对影响N₂O排放的硝化、反硝化过程及氮素淋溶量产生影响^[9-13]。针对南方红壤侵蚀区植被恢复，以往也开展了一系列关于林地土壤理化性质、养分储量及供应能力、有效养分转化速率、酶活性、微生物特性等方面的研究^[14-17]。然而，目前亚热带森林土壤养分限制与氮养分淋溶和气态氮损失之间存在何种响应尚不清楚，特别是野外原位观测试验揭示土壤氮淋溶特征的研究相对较少，限制了对南方红壤侵蚀区植被恢复过程中养分恢复机制的认识。

为深入了解南方红壤侵蚀区不同恢复年限马尾松林土壤N₂O排放和氮淋溶季节损失特征，本研究采用埋置土壤淋溶液收集装置，野外定位观测不同植被恢复年限林地土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N淋溶流失情况，并采用室内培养方法观测N₂O排放损失季节动态特征，通过分析植被恢复年限和季节变化的交互作用对土壤氮养分流失的动态特征影响，揭示长汀水土流失区恢复植被对土壤氮养分有效性的影响机理，以期为评价和预测长汀水土流失植被恢复区马尾松林的土壤肥力保育功能提供理论基础资料。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于福建省龙岩市长汀县河田镇(25° 33´N~25°48´N，116°18´E~116°31´E)，气候类型属亚热带季风性湿润气候，年平均气温18.1 ℃，年平均降水量1 710 mm，年平均蒸发量1 403 mm，年均无霜期260 d，平均日照时数1 925 h，≥10 ℃积温4 100~4 650 ℃^[18]。土壤类型以燕山运动晚期中粗晶花岗岩风化发育形成的红壤、侵蚀性红壤为主，砂粒含量较高，耐侵蚀性极差。由于长期的土壤侵蚀和人为干扰，该地区地带性常绿阔叶林植被严重破坏，导致严重土壤侵蚀和土地退化。20世纪80年代起，长汀地区陆续开展大规模土壤侵蚀地植被恢复治理，形成以马尾松(Pinus massoniana Lamb.)为主的不同恢复年限的人工林^[8]。

1.2 样地设置与样品采集

试验于2017年6月在长汀县河田镇选取坡度、坡向等立地条件基本相同的裸地(BL)、10年生马尾松人工林(PM10)、20年生马尾松人工林(PM20)、30年生马尾松人工林(PM30)以及地带性天然次生林(NF)等5种类型森林生态系统，分别在不同类型森林内设置3个20 m × 20 m调查样地，相邻样地间距约为1 km，每个调查样地内用垂直挖土坑的方法埋设土壤淋溶液收集装置^[19]，淋溶液收集盘长宽高分别为40、30、6 cm，埋置土层深度为50 cm。分别于2017年9月、2017年12月、2018年3月、2018年6月月初，用便携式土壤淋溶液采集装置^[20]抽取淋溶液，并及时置于冰箱内冷冻保存。同时在每个样地内，用土钻(直径6 cm)随机钻取7~8管0~10 cm表层土壤，同一样地的土壤混合为一个土壤样品，冷藏保存，并尽快带回实验室，用于土壤净氮矿化速率和N₂O排放速率的测定。样地土壤基本理化性质见表 1。

1.3 样品处理与指标测定 1.3.1 土壤淋溶液NO₃^–-N和NH₄⁺-N测定

首先，土壤淋溶液经0.45 μm亲水性滤膜过滤；随后，利用离子色谱仪(ICS1100型，Dionex，美国)测定淋溶液NO₃^–阴离子和NH₄⁺阳离子浓度。阴离子分析柱型号为ASRS-4mm，淋洗液为KOH溶液(25 mmol/L)；阳离子分析柱型号IonpacCS16，淋洗液为甲磺酸水溶液(32 mmol/L)。

土壤淋溶液NO₃^–-N、NH₄⁺-N累积量计算公式为：

$A=C \times L / 1000 / 0.12$

(1)

式中：A为土壤淋溶液NO₃^–-N和NH₄⁺-N的累积量(mg/m²)；C为NO₃^–和NH₄⁺浓度(μg/mL)，其中$ {C_{{\text{NO}}_3^ - }} $=4.050 8×C_m+0.112 6，$ {C_{{\text{NH}}_4^ + }} $=6.626 2×C_m–0.703，公式来源于测量标准样得出的回归分析，C_m为NO₃^–和NH₄⁺测量浓度；L为淋溶液体积(mL)；0.12为土壤淋溶液收集盘面积(m²)。

1.3.2 土壤N₂O排放速率和净氮矿化速率测定

新鲜土壤过2 mm筛，仔细剔除枯落物、根系、石砾等杂质。称取50 g左右新鲜土壤置于体积为1 L的广口瓶中，每个样地3个重复。将土壤含水率调节至田间持水量的60%，然后用透气性封口膜覆于瓶口处，保证瓶内好气环境良好，置于25 ℃恒温培养箱内培养14 d，用于测定土壤N₂O排放速率和净氮矿化速率。在整个培养过程中，每隔2 d补充培养瓶内流失水分，并分别于第1、3、7、14天进行采气取样测定。

在气体样品采集前，取掉封口膜，通气1 h，使瓶内与瓶外周围空气充分混匀。随后，利用橡皮塞密封培养瓶，立即抽取20 mL气体样品作为t₀时刻样品。在25 ℃条件下恒温培养1 h，再抽取20 mL气体。利用气相色谱仪(岛津GC-2014，Shimadzu，日本)测量气体N₂O浓度，并利用如下公式计算土壤N₂O排放速率^[21]。

$F=M / V_0 \times P / P_0 \times T_0 / T \times H \times \mathrm{d} C_t / \mathrm{d}_t \times \pi r^2 / m $

(2)

式中：F为土壤N₂O排放速率(μg/(kg·h))；M为气体的摩尔质量(g/mol)；V₀为标准状态下的气体摩尔体积(22.41 L/mol)；T₀、P₀为标准状态下空气的绝对温度(K)和气压(kPa)；P为采样时气压(kPa)；T为采样时的绝对温度(K)；C_t为t时刻瓶内气体体积混合比浓度(ppm)；dC_t/d_t表示观测时间内培养瓶内气体的浓度变化，正值表示排放，负值表示吸收；H为培养瓶瓶口到培养土壤的高度(cm)；r为培养瓶半径(cm)；m为干土质量(kg)。土壤N₂O排放速率为4次采气测量结果的平均值。

气体样品采集后，取出培养瓶内全部土壤，利用2 mol/L KCl溶液振荡、浸提(V_液∶m_土为5∶1)1 h，过滤。利用全自动间断化学分析仪(Smartchem 200，AMS Alliance，法国)测量溶液NO₃^–-N、NH₄⁺-N含量，并计算培养周期内土壤的净氨化、净硝化和净氮矿化速率。计算公式^[22]为：土壤净氨化速率=(培养后的NH₄⁺-N浓度–培养前的NH₄⁺-N浓度)/培养天数；土壤净硝化速率=(培养后的NO₃^–-N浓度–培养前的NO₃^–-N浓度)/培养天数；土壤净氮矿化速率=(培养后的矿质氮浓度–培养前的矿质氮浓度)/培养天数。

1.4 数据统计分析

使用SPSS 22.0软件进行数据统计分析，采用重复测量双因素方差分析(repeated measures ANOVA) 检测恢复阶段、季节及其交互作用对土壤淋溶液NH₄⁺-N和NO₃^–-N浓度、土壤N₂O排放速率、土壤净硝化速率、净氨化速率和净氮矿化速率的影响。采用皮尔逊相关分析法，分析土壤净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率和NH₄⁺-N、NO₃^–-N、无机氮淋溶量及N₂O排放速率的相关性。采用Origin 2017进行绘图。

2 结果与分析 2.1 不同植被恢复阶段土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶量季节动态

由于未经治理的裸地土壤保水能力极差，在野外4次取样中均未抽取到淋溶液，结果分析仅针对天然林和恢复10、20、30年马尾松人工林土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶量季节动态。

植被恢复阶段和季节显著影响土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶量(P < 0.05)，且存在极显著的恢复阶段×季节交互作用(P < 0.01)(表 2)。天然林和不同恢复年限马尾松人工林土壤无机氮淋溶流失形式存在显著差异，天然林以NO₃^–-N为主，其平均值占土壤无机氮总量的93.32%；而马尾松人工林以NH₄⁺-N为主，占土壤无机氮总量的75.79%(表 3)。随着马尾松人工林恢复年限增加，土壤淋溶液和NH₄⁺-N、NO₃^–-N淋溶流失量呈逐渐增加趋势，M10、M20、M30不同季度的土壤淋溶液平均值分别为728.67、1 574.38、3 200.88 mL，NH₄⁺-N淋溶流失量平均值分别为17.98、36.67、66.68 mg/m²，NO₃^–-N淋溶流失量平均值分别为3.39、10.60、17.02 mg/m²。在6—9月和9—12月期间，PM30土壤NH₄⁺-N淋溶流失量显著高于PM10和PM20；然而12月至次年3月期间，PM20土壤NH₄⁺-N淋溶流失量显著高于其他林地。

不同林地土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶流失量均存在明显的季节性动态特征。PM10和PM20土壤NH₄⁺-N淋溶流失量在12月至次年3月和3—6月显著高于6—9月和9—12月；而PM30和NF存在相反的规律，其中NF土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶流失量均在3—6月达到最低值。

2.2 土壤N₂O排放速率季节动态

植被恢复阶段和季节显著影响土壤N₂O排放速率，且存在显著的恢复阶段×季节交互作用(P < 0.01) 表 2)。在9月份，裸地、不同恢复年限马尾松人工林和天然林土壤N₂O均表现为排放，且PM30土壤N₂O排放速率显著高于BL、PM10、PM20和NF (P < 0.05，图 1)。然而，在3月、6月和12月，不同林地土壤N₂O均表现为吸收状态，其中不同恢复年限马尾松人工林土壤N₂O吸收速率均显著高于地带性天然林(P < 0.05)。

不同林地土壤N₂O排放和吸收速率季节动态规律一致，均表现为12月土壤N₂O吸收速率最大，随后逐渐降低，至9月土壤N₂O表现为排放。与天然林相比，裸地和不同恢复年限马尾松人工林土壤N₂O排放与吸收速率波动幅度更大。

2.3 土壤氮矿化速率季节动态

植被恢复阶段和季节变化显著影响土壤净氨化速率、净硝化速率、净氮矿化速率，且存在显著的恢复阶段×季节交互作用(P < 0.01，表 2)。9月份，天然林土壤净氨化速率极显著高于各不同恢复年限马尾松人工林(P < 0.01，图 2A)，而12月至次年3月、6月与各不同恢复年限马尾松人工林无显著差异，且各不同恢复年限马尾松人工林土壤净氨化速率间均无显著差异。各林地土壤净氨化速率从9月至次年3月呈逐渐降低的趋势，至6月呈略微上升趋势。在不同季节，天然林土壤净硝化速率均显著高于不同恢复年限马尾松人工林(P < 0.05，图 2B)，而不同恢复年限马尾松人工林土壤净硝化速率间均无显著差异。各林地土壤净硝化速率均于6月达到最低值，且不同恢复年限马尾松人工林土壤净硝化速率于6月表现为负值。在不同季节，天然林土壤净氮矿化速率均显著高于不同恢复年限马尾松人工林(P < 0.05，图 2C)，不同恢复年限马尾松人工林土壤净氮矿化速率在不同月份均无显著差异，且各林地土壤净氮矿化速率均表现为从9月至次年6月逐渐降低的趋势。

2.4 土壤氮矿化速率及其与无机氮淋溶量、N₂O排放速率相关性

本研究中各林地土壤净氨化速率、净氮矿化速率均与土壤NH₄⁺-N淋溶量存在显著负相关关系，与NO₃^–-N和无机氮淋溶量呈正相关，但相关性均不显著(表 4)。土壤净硝化速率与NH₄⁺-N、NO₃^–-N、无机氮淋溶量均无显著相关关系。土壤N₂O排放速率与土壤净氨化速率、净氮矿化速率存在极显著正相关关系(P < 0.01)，与净硝化速率存在显著正相关关系(P < 0.05)，与土壤NH₄⁺-N淋溶量存在显著负相关关系，但与NO₃^–-N和无机氮淋溶量无显著相关关系(P > 0.05)。

3 讨论

在森林生态系统中，N₂O作为温室气体比CO₂产生的温室效应高300倍左右，同时也是氮养分流失的关键环节^[23]。土壤N₂O释放通量的影响因素众多，例如降水量，土壤湿度和温度，土壤质地，pH，土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N含量，O₂供应状况，土壤微生物活性和反应底物状况等^[24-25]。土壤N₂O主要是在土壤微生物参与下的硝化和反硝化过程中产生^[26]，而土壤有机质作为大多数土壤微生物的主要碳源，其含量直接影响硝化和反硝化作用。本研究发现，各林地土壤N₂O均于9月表现为排放状态，12月、3月和6月均表现为吸收状态。本研究为室内培养，各阶段培养温度均一致，所以导致各个季节N₂O排放和吸收状态差异的原因很可能是土壤养分含量和含水率的变化。9月份，降水集中且降水量大，土壤含水量显著增加，微生物活性增强，从而增加了N₂O排放量^[27]。于亚泽^[28]等研究发现，土壤含水量低，反硝化反应被抑制，N₂O排放减少。汤文广等^[29]研究结果显示，水分添加显著促进了土壤微生物的矿化作用，增加了土壤无机氮(NO₃^–-N和NH₄⁺-N)含量，为硝化细菌和反硝化细菌提供了大量的反应底物，从而提高了N₂O的排放速率。同时，本研究过程中，9月份处于植物生长代谢旺盛期，土壤表层腐殖质堆积深厚，再加上温度偏高，微生物活性强，加速了有机质分解，提高了土壤氮养分含量，促进氨化、硝化和反硝化作用，导致土壤氮养分以N₂O形式排放增加。而12月份，由于植物进入休眠期，对养分需求偏低且微生物活性较弱；3月和6月则处于植物快速生长发育阶段，对土壤氮养分吸收利用增强，降低了土壤硝化和反硝化过程；从而使得土壤N₂O通量表现出以吸收为主。

本研究中，恢复30年的马尾松人工林各季节土壤N₂O吸收和释放通量均显著高于其他林地，天然林土壤N₂O吸收速率最低。随着植被恢复年限的增加，土壤N₂O吸收速率也明显呈现出增强的趋势，表明植被恢复一定程度上增强了土壤氮固存的能力，减少了气态氮的损失。天然林土壤N₂O吸收效用明显偏低，可能是因为天然林腐殖质层深厚，土壤保水能力强，表层土壤更容易在厌氧条件下增强反硝化作用，从而使得N₂O吸收通量降低^[26]。同样，胡宜刚等^[30]对荒漠生物结皮–土壤系统研究发现，整个生态系统N₂O通量表现为吸收状态，发挥着N₂O的“汇”的作用，且N₂O的吸收多集中于降雨量较充沛的生长季。可能是降雨增大了土壤的含水率，促进了土壤在厌氧环境下的碳矿化作用和CH₄的排放，从而需要更多的N₂O作为电子受体而被消耗。

同时，土壤NO₃^–-N作为硝化作用的底物，其含量与N₂O排放量之间存在着显著的正相关关系^[31]。本研究中，相关性分析发现N₂O排放速率与净氨化速率、净氮矿化速率存在极显著正相关关系(P < 0.01)，与净硝化速率存在显著正相关关系(P < 0.05)。可见，土壤净氨化速率和净硝化速率是影响N₂O排放通量的主要氮转化过程。在6月份，不同植被恢复阶段林地土壤净硝化速率表现为负值，其原因可能与反硝化作用引起的气态氮流失有关。总的来说，不同植被恢复阶段土壤气态氮流失形态差异较明显，随植被的恢复，各林地土壤N₂O主要表现为吸收，表明马尾松人工林的恢复有利于减少温室气体N₂O的排放，优化土壤氮循环过程，是南方水土侵蚀区退化森林生态系统治理与恢复的可靠方式。

土壤氮淋溶主要受3方面因素影响：①氮沉降、施肥和固氮植物提高生态系统氮输入量，导致土壤氮饱和，进而增加土壤氮淋溶流失风险；②植物氮吸收能力；③土壤氮矿化速率^[32-33]。本研究中，随着马尾松人工林恢复年限增加，土壤NH₄⁺-N和NO₃^–-N淋溶流失量呈逐渐增加趋势，说明马尾松人工林土壤无机氮淋溶损失并未随着植被恢复得到有效控制，马尾松林氮吸收能力未得到明显增强。地带性天然林土壤无机氮主要以NO₃^–-N形式淋溶，该结果与其他大多数研究相一致^[34-35]。这是因为土壤胶体往往带负电荷，对土壤中带有正电荷的NH₄⁺具有较强的吸附作用，而土壤中NO₃^–-N很容易随土壤水入渗而发生淋溶^[32]。不同植被恢复年限马尾松人工林无机氮均主要以土壤NH₄⁺-N形式淋溶，可能是因为马尾松林有机质偏低，土壤胶体少，导致土壤NH₄⁺-N固持降低。此外，试验区马尾松林净氨化速率较高，相对而言土壤中富集NH₄⁺-N^[8]，使得随雨水冲刷下渗过程中，土壤淋溶液NH₄⁺-N浓度占比偏高^[36]。也可能是雨水将马尾松针可溶性成分及增多的可溶性盐基离子淋溶，阻碍了后续的成盐过程，进而加速了土壤酸化作用。酸性条件有利于土壤硝化反应的进行，马尾松林矿化产生的NH₄⁺-N较多，NH₄⁺的硝化反应促进了土壤盐基阳离子淋失，因此土壤淋溶液NH₄⁺-N浓度高于NO₃^–-N^[37]。

本研究中，3—6月PM30和NF土壤NH₄⁺-N淋失量均显著高于PM10和PM20(P < 0.05)，且PM30和NF土壤NH₄⁺-N淋溶累积量均达到一年中的最低值。可能是因为该阶段处于植物生长发育的旺盛时期，对土壤氮养分的需求较多，土壤中的NH₄⁺-N较多分配给植物体所需，因此土壤溶液中随壤中流淋失的NH₄⁺-N相对较少^[38]。同时，各季节土壤NO₃^–-N淋溶累积量均表现为随植被恢复年限的增加而提高，且不同恢复年限土壤净氨化速率、净硝化速率无显著差异，同时土壤NO₃^–-N淋溶累积量与土壤净氨化速率、净硝化速率均没有显著相关关系。

4 结论

随着南方红壤侵蚀区植被恢复的推进，土壤N₂O以吸收为主，减少了气态氮损失，一定程度上增强了南方红壤侵蚀区土壤氮固存能力，优化了森林生态系统氮循环，说明马尾松人工林植被恢复是南方水土侵蚀区退化森林生态系统治理与恢复的可靠方式。同时，不同恢复阶段马尾松人工林土壤NH₄⁺-N、NO₃^–-N淋溶损失并未随着植被恢复得到有效控制，今后应继续加强森林植被的保护和持续性建设，避免过度的人为开发和破坏，逐步恢复林区的保水保肥功能，以保证林区土壤养分供应的均衡性和可持续性。