据IPCC(2007)研究报告，21世纪末全球平均气温将升高1.8—4.0 ℃。全球变暖可能导致高寒地区季节性雪被减少或消失，促使土壤冻融循环和冻结强度增强。森林土壤氮转化受到土壤生物和非生物因子(如，水热条件和冻融循环等)所调控^{[1, 2]}。雪被的绝热效应、土壤冻融循环和冻结强度与雪被厚度密切相关^{[3, 4]}。因此，未来气候变化所导致的季节性雪被变化可能对高寒森林土壤氮转化过程产生深刻影响。

由于雪被覆盖期间野外调查的困难性和研究方法的局限性，以往关于高寒生态系统土壤氮循环的研究几乎都集中在生长季，而对冬季雪被覆盖期间土壤氮动态的研究相对缺乏^[5]。为数不多的人工控制雪被试验几乎都集中在高纬度苔原和森林生态系统，且人工控制雪被试验往往带来一些不可避免的机械干扰^{[6, 7, 8]}。至今，对于在全球雪盖分布中具有明显独特性的青藏高原，却一直缺乏相应的关注。相比极地苔原和其它高纬度生态系统，青藏高原东缘高山林区冬季雪被特征具有一些特殊性：降雪周期短、年际波动大、雪被覆盖的时间相对较短、厚度较浅及空气温度日较差明显等^{[9, 10]}，那么，雪被下水热条件及其对土壤氮转化的影响可能会有所不同^[11]。

川西亚高山森林位于青藏高原东缘，是具有明显季节性雪被的高寒森林生态系统^[12]。亚高山森林普遍存在着林窗、树木的遮挡与集流作用及微地形的影响，使亚高山森林内普遍存在雪被覆盖厚度及持续时间等明显不同的雪被斑块^[13]。因此，本试验通过亚高山森林天然雪被斑块模拟未来气候变化所导致的雪况变化，利用野外原位培养方法估测两个森林群落(针阔混交林和次生冷杉林)冬季土壤氮转化，为更加深入地认识高山森林生态系统过程，理解高山森林对气候变化的响应和适应机制提供理论支撑和基线数据。

本研究区域位于四川省阿坝州理县毕棚沟自然保护区(102°53′—102°57′E，31°14′—31°19′N，海拔2458—4619 m)。地处青藏高原—四川盆地的过渡地带，四姑娘山北麓，属丹巴—松潘半湿润气候，区域内年平均温度为2—4 ℃，最高气温(7月)23.7 ℃，最低温度(1月)-18.1 ℃。年均降水量850 mm，降雨主要分布在生长季节。研究区初次降雪一般发生在10月下旬—11月上旬，稳定性雪被形成时间大概11月下旬到翌年3月(因海拔和坡向而不同)。研究区域土壤类型为有机层较厚的雏形土，主要林型有岷江冷杉原始林、岷江冷杉—红桦混交林和岷江冷杉次生林；林下灌木主要有箭竹(Fargesia spathacea)、高山杜鹃(Rhododendron delavayi)、三颗针(Berberis sargentiana)、红毛花楸(Sorbus rufopilosa)、沙棘(Hippophae rhamnoides)和扁刺蔷薇(Rosa sweginzowii)等；草本主要有蟹甲草(Cacalia forrestii)、高山冷蕨(Cystopteris montana)、苔草属和莎草属等。两个森林群落土壤(0—15 cm)基本理化性质分别为，针阔混交林(海拔3295 m)：有机碳175.22 g/kg、全氮8.05 g/kg、全磷0.94 g/kg和pH值6.61；冷杉次生林(海拔3035 m)：有机碳160.94 g/kg、全氮9.64 g/kg、全磷1.52 g/kg和pH值6.54。

研究区域内选取坡向坡度相近的两类森林群落作为研究样地。其一为针阔混交林，以岷江冷杉和红桦混交林为主，另外一个群落为冷杉次生林。针阔混交林海拔3298 m，次生冷杉林海拔3035 m，依据往年对两个森林群落林冠调查和非生长季节冬季雪被监测，及2011年冬季初期雪被在林内的分布格局，在两个森林内选取3类雪深梯度的雪被斑块，即厚雪被斑块(DS)、中厚度雪被斑块(MS)和浅雪被斑块(SS)。图 1为两个森林群落各处理冬季雪被厚度动态变化图。

图1 两种森林群落下各处理雪被厚度 Fig. 1 Snow depth of each treatment in the two subalpine forest ecosystems MF: 针阔混交林mixed forest；SF: 冷杉次生林secondary fir forest

图选项

本研究采用封顶埋管法(Close-Top Incubation)估测氮素的矿化速率。培养用管为内径6 cm，长15 cm的PVC管。具体方法是，在选定的两个森林群落内(采用原状土原位培养，同一地点取样法)，随机选择6个取样点，先将地面部分的植物与凋落物清除干净，再在每个取样点上用PVC管相邻取样4管。将顶端(土壤表面一端)用通气但不透水的塑料薄膜封闭，使其自身基本保持一个密闭的系统，以防降水带来的氮素输入和对管内氮素的淋洗，底端用纱布和橡皮圈封底。原位培养PVC土柱，在DS、MS和SS雪被处理内各埋置1管，另1管带回实验室立即进行硝态氮，铵态氮和微生物生物量氮的测定，其含量作为土壤培养前起始状态的相应形态氮的含量，设重复6次。

实验于2011年11月下旬开始，翌年4月下旬结束。整个过程基本经历了一个冬季。培养结束样品取回后，立即测定土壤水分及相应形态氮的含量。将新鲜土样过2 mm筛后，用烘干法测定含水量。土壤铵态氮采用氯化钾浸提-靛酚蓝比色法(氯化钾浓度为2 mol/L，土水比1 ∶ 5)，土壤硝态氮采用酚二磺酸比色法，土壤微生物生物量氮采用氯仿薰蒸-硫酸钾提取法测定。本试验相关计算如下:

土壤 净氮氨化量=培养后土壤铵态氮(NH⁺₄-N)-培养前土壤铵态氮(NH⁺₄-N)

土壤 净氮硝化量=培养后土壤硝化氮(NO^-₃-N)-培养前土壤硝化氮(NO^-₃-N)

土壤 净氮矿化量=培养后土壤无机氮(NO^-₃-N+NH⁺₄-N)-培养前土壤无机氮(NO^-₃-N+NH⁺₄-N)

土壤 净氮固持量=培养后土壤微生物生物量氮(MBN)-培养前土壤微生物生物量氮(MBN)

采用双因素方差分析(two-way ANOVA)和最小显著差异法(LSD)检验雪被厚度和林型及交互作用对土壤净氨化速率，净硝化速率，净矿化速率和微生物氮固持的影响。所有统计分析均采用SPSS16.0完成，且界定P < 0.05为显著水平。

由表 1可知，两类森林群落下，冬季土壤硝态氮初始含量相近。而土壤铵态氮和微生物生物量氮含量在两类林型间差距较大，均是SF林型高于MF林型，且分别高出2.84和1.88倍。

两类森林群落下的冬季土壤净氨化量均为负值。MF林型内雪被斑块土壤净氨化量为-2.37—-2.22 mg/kg，SF林型内雪被斑块土壤净氨化量为-7.73—-7.10 mg/kg。不同林型相同雪被斑块内冬季土壤净氨化量，SF比MF高203.21%—233.20%(P < 0.01，图 2，表 2)。同一森林群落下，冬季土壤净氨化量在不同厚度雪斑间差异不显著(图 2，表 2)。

图2 两种森林群落各雪被处理下冬季土壤净氨化速率 Fig 2 The rate of winte-time soil net ammonification of each treatment in the two subalpine forest ecosystems

图选项

两类森林群落下冬季土壤硝态氮含量均有明显增加。MF林型内雪被斑块土壤净硝化量为71.98—82.69 mg/kg，SF林型内雪被斑块土壤净硝化量为101.56—124.89 mg/kg。在两种林型下，土壤净硝化量在MS雪被斑块下为最高，DS与SS雪被斑块下土壤净硝化量相当。不同林型相同雪被斑块内冬季土壤净硝化量，SF是MF的1.37—1.51倍(P < 0.01，图 3，表 2)。同一森林群落下，冬季土壤净硝化量在不同厚度雪斑之间未达到显著水平(P > 0.05，图 3，表 2)。

图3 两种森林群落下各雪被处理冬季土壤净硝化速率 Fig. 3 The rate of winte-time soil net ammonification of each treatment in the two subalpine forest ecosystems

图选项

两类森林群落下冬季土壤氮矿化量均有明显增加。MF林型内雪被斑块土壤净氮矿化量为69.6—80.37 mg/kg，SF林型内雪被斑块土壤净氮矿化量为95.53—117.33 mg/kg。不同林型相同雪被斑块内冬季土壤净氮矿化量，SF比MF高33.09%—46%(P < 0.05，图 4,表 2)。

图4 两种森林群落下各雪被处理冬季土壤净矿化速率 Fig.4 The rate of winte-time soil net nitrogen mineralization of each treatment in the two forest subalpine ecosystems

图选项

相似于土壤净氮硝化速率，土壤净氮矿化量在MS雪被斑块下为最高，DS与SS雪被斑块下土壤净氮矿化量相当，但同一森林群落下，冬季土壤净氮矿化量在不同厚度雪斑之间没有显著性差异(P<0.05,图 4,表 2)。

两类森林群落下冬季土壤氮固持量都有增加，且MF显著大于SF，MF林型内雪被斑块土壤净固持量为13.8—15.52 mg/kg，但SF林型内雪被斑块土壤净氮固持量为仅有3.05—5.86 mg/kg。不同林型相同雪被斑块内冬季土壤净氮固持量，SF是MF的2.4—4.5倍(P < 0.05，图 5,表 2)。同一森林群落下，冬季土壤净氮固持量在不同厚度雪斑之间差异不大(P > 0.05,图 4,表 2)。

图5 两种森林群落下各雪被处理冬季土壤净固持速率 Fig.5 The rate of winte-time soil net nitrogen immobilization of each treatment in the two subalpine forest

图选项

两个森林群落(针阔混交林和冷杉次生林)各雪被斑块冬季土壤净氮硝化量显著高于净氮氨化量，即硝化过程在氮矿化过程中占有主导地位，这和前人的研究结果类似^{[14, 15]}。另外，对两类林型土壤无机氮素(铵态氮和硝态氮)初始值的测定发现，该区土壤硝态氮含量(44.16—49.78 mg/kg)远大于铵态氮含量(2.97—8.43 mg/kg)，这与前人得出土壤硝态氮是该区高山/亚高山无机氮库的主体的结论一致，也表明该区森林土壤矿化以硝化为主^{[14, 16]}。我国东北温带森林土壤氮矿化模式也有类似的表现，但云南哀牢山中山湿性常绿阔叶林土壤氮矿化却以氨化为主^{[17, 18]}，这可能是气候，土壤和植被等多因子综合作用的结果。

土壤氮矿化在很大程度上由土壤微生物参与完成，土壤微生物活性往往与土壤温度密切相关，因此，土壤矿化也在很大程度上受土壤温度调控。中国东部常绿阔叶林土壤氮矿化最低值出现在冬季，且净氮矿化量为负值^[19]。而本研究发现川西亚高山两类森林群落冬季土壤净氮矿化速率(0.48—0.68 mg kg^-1 d^-1)较高，且明显高于刘金玲^[15]对该区森林生长季土壤净氮矿化速率(-0.13—-0.12 mg kg^-1 d^-1)。说明该区冬季土壤净氮矿化对全年氮矿化有极大的贡献。显然，季节性雪被覆盖区土壤氮矿化与其它地区有所不同，冬季冻融循环和雪被特征可能有利于土壤氮矿化过程。另外，最新研究发现，该区森林冬季低温下仍存在显著的土壤氨氧化细菌和古菌，微生物生物量的峰值也出现在冬季，这些都暗示季节性雪被覆盖下高山森林土壤存在显著的矿化过程^[20]。最后，室内实验研究表明，当该区森林土壤在-5 ℃培养后会释放大量铵态氮，且显著高于其它培养温度下铵态氮(未发表数据)。在高山森林生态系统中，土壤有效氮(铵态氮和硝态氮)是植物生长发育的重要限制因子^[17]。冬季土壤氮矿化及土壤有效氮含量的提高为春季森林植被的迅速生长提供了基础条件^[21]。但同时，硝态氮的增加及早春冻融循环和雪被融化为土壤氮淋溶提供了良好的条件，因此，冬季矿化产生的大量硝态氮也可能通过淋溶方式从系统中大量丢失。

经过一个冬季后，两类林型各雪被处理下土壤铵态氮浓度均表现为培养后低于培养前(表 1，图 2)，即土壤净氨化量为负值，但培养前后土壤铵态氮浓度变化相对较小。先前的研究也发现，该区森林土壤在冬季末期硝态氮浓度增加而铵态氮浓度降低^[22]。在冬季，土壤经过氨化作用后，大部分铵态氮可能通过自养细菌的硝化作用转变成硝态氮。少量的铵态氮被微生物固持，或被粘土矿物质固定。有时，铵态氮也可能通过异养硝化转变成硝态氮^[1]。冬季土壤中铵态氮向硝态氮大量转化的现象极为常见，且土壤中较高含量的氨氧化细菌和古菌也在一定程度上证实了这一观点^{[20, 23]}。另外，在生长季节到来前，森林土壤中硝态氮会大量积累，这可能与许多植物通常表现出对硝态氮的偏爱有关，硝态氮是这些植物获得氮素的主要来源。

森林土壤氮转化主要包括氨化、硝化和微生物固持3个过程^[24]。经过整个冬季后，各雪被斑块土壤净氮氨化量、硝化量和矿化量均表现为冷杉次生林高于针阔混交林。而冬季净氮固持量与此相反，即为针阔混交林显著高于冷杉次生林。这可能与各森林群落土壤基本特征有关。冷杉次生林土壤氮素含量(9.64 mg/kg)显著高于针阔混交林(8.05 mg/kg)，且土壤C/N比(16.7)显著低于后者(21.7)，这可能有利于土壤氮矿化过程。另外，由于次生冷杉林相对针阔混交林光照时数较多，且海拔相对较低，即土壤温度较高一些，这些因素也在一定程度上有利于次生冷杉林土壤净氮矿化过程。

森林土壤氮转化受到土壤生物和非生物因子(如,水热条件和冻融循环等)所调控^{[1, 2]}。雪被的绝热效应、土壤冻融循环和冻结强度与雪被厚度密切相关^{[3, 4]}。那么，雪被厚度变化可能对高寒森林土壤氮转化过程产生深刻影响。人工控制雪被实验研究指出冻融可增强土壤氮矿化作用，因为去除雪被处理可显著增加土壤冻结强度和冻融交替频率，进而促使更多有机氮向无机氮转化，土壤净氮矿化速率得以增加^{[5, 25, 26]}；Williams和Tonnessen^[27]指出，在高山地区雪被改变着土壤氮矿化时空格局^{[6, 8]}，如果降雪提前且降雪量增大，雪被覆盖时间及雪被厚度则增加，土壤氮矿化便加强。因为更早形成且更深厚度的雪被可起到更好更持久的保温绝热作用，使土壤更长时间保持在相对温暖的环境，从而使土壤净氮矿化速率明显增加。但本研究发现，雪被厚度变化对两个森林群落土壤氮转化没有显著影响，中等厚度雪被下土壤净硝化和净氮矿化速率强于厚雪被和浅雪被下土壤净硝化和净矿化速率。在冬季雪被较薄斑块，土壤温度较低，土壤冻结范围更深、时间更长，或冻融交替更频繁而强烈，导致植物根系和土壤微生物死亡率升高，释放出更多的氮素，使土壤中有效氮含量和氮矿化速率增加^[7]。此外，频繁的冻融交替破坏土壤团聚体结构，土壤可利用基质更容易被微生物分解，从而增强土壤氮矿化速率^[28]。反之，一定深度的雪被可以起到较好保温作用，进而可能促进土壤氮矿化^[29]。不同系统和地理区域，能有效隔绝气温对土温的影响的雪被厚度差异很大^{[29, 30, 31]}。温度升高或冻融交替加剧均可引起土壤净氮矿化速率的增强，雪被可能通过此类间接作用对土壤氮矿化过程起到截然相反的影响，但这两者矛盾而统一，适度雪被厚度可能最有利于高寒森林冬季土壤氮矿化过程。本研究中度雪被厚度土壤氮转化率最高，虽然和其它两个雪被斑块没有显著差异，但从一定程度上也反映了以上观点。