青藏高原濕草甸土壤氮組分對氮添加濃度的響應

魏星星， 吳江琪， 李 廣*， 王海燕， 劉帥楠， 張世康， 張 娟

(1.甘肅農(nóng)業(yè)大學林學院， 甘肅 蘭州 730070； 2.甘肅農(nóng)業(yè)大學農(nóng)學院， 甘肅 蘭州 730070)

濕地是地球上水陸間相互作用的獨特生態(tài)系統(tǒng)，兼有水域與陸地景觀的特性，是地球上生產(chǎn)力最高的生態(tài)系統(tǒng)之一[8]。濕地具有豐富生物多樣性的同時，又給人類提供了巨大的生態(tài)功能和環(huán)境效益[9]。人類活動導致濕地生態(tài)系統(tǒng)氮負荷明顯增加，使?jié)竦厣鷳B(tài)系統(tǒng)中氮素轉化過程發(fā)生諸多變化[10]。張安峰[11]發(fā)現(xiàn)外源氮添加促進了濱海濕地土壤有機碳的累積礦化量。張丹等[12]發(fā)現(xiàn)外源氮添加可以促進濕地土壤碳固定，減緩N2O排放，進而減緩全球變暖進程。

劉永萬等[13]對長江源區(qū)高寒沼澤草甸研究發(fā)現(xiàn)外源氮素添加使沼澤草甸土壤趨向酸化、土壤有機碳及全氮含量在返青期明顯下降、群落地上生物量增加。沈豪等[14]在青海高寒草甸研究發(fā)現(xiàn)短期高氮添加會通過抑制植物的光合能力進而降低植物地上生物量的累積。青藏高原作為全球變化敏感區(qū)和亞洲生態(tài)安全屏障[15]，其濕地面積約為13.19×104km2，是中國重要的濕地分布區(qū)之一。目前對青藏高原濕草甸土壤的研究，主要集中在有機碳儲量和碳密度分布[16]、土壤微生物量碳氮[17]和土壤物理特征和活性有機碳[18]的研究，而對青藏高原濕草甸土壤氮素特征的研究相對較少。本研究以甘肅省甘南藏族自治州碌曲縣尕海-則岔自然保護區(qū)濕草甸土壤為研究對象，通過不同濃度的氮添加試驗，探究土壤氮組分對外源氮輸入響應的差異性，為深入了解外源氮輸入對青藏高原濕草甸生態(tài)系統(tǒng)的影響機制提供參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于青藏高原東北邊緣碌曲縣境內(nèi)的甘肅尕海-則岔國家級自然保護區(qū)西南部(102°05′～102°29′ E，33°58′～34°30′ N)，海拔3 430～4 300 m。該保護區(qū)面積247 431 hm2，濕地面積57 846 hm2，其中濕草甸面積51 160 hm2。該區(qū)氣候為青藏高原高寒濕潤氣候，最高氣溫以7月最高，平均為10.5℃，年均溫1.2℃，年平均日較差13.7℃，最大年較差52.5℃；年降雨量781.8 mm，其中一半集中在7至9月，年蒸發(fā)量1 150.5 mm；土壤類型主要為暗色草甸土、沼澤土和泥炭土等，有機質含量較高[19]；植物資源豐富，植物種類共42科107屬187種，以多年生草本植物為主，主要有烏拉苔草(CarexmeyerinaKunth.)、線葉蒿(ArtemisiasubulataNakai)、散穗早熟禾(PoasubfastigiataTrin.)、無脈苔草(Carexenervis)、甘肅蒿草(Kobresiakansuensis)等[20]。

1.2 試驗設計

2019年5月，在尕海-則岔自然保護區(qū)境內(nèi)，選擇坡度平緩、植被類型一致的濕草甸為研究區(qū)域，采用隨機區(qū)組設計試驗，以不施肥為對照組(CK)，按實際上氮的沉降量[21]來設計3個施肥梯度：低濃度處理(5 g·m-2·a-1，N5)、中濃度處理(10 g·m-2·a-1，N10)、高濃度處理(15 g·m-2·a-1，N15)。共4個處理，每個處理重復3次，共計12塊樣地，每塊樣地2 m×2 m，每個樣地之間間隔5 m。氮素添加所施肥料為尿素(CON2H4)，其含氮量為46%。施肥量分別為：空白對照(0 g·m-2)、低濃度處理(10.87 g·m-2)、中濃度處理(21.74 g·m-2)、高濃度處理(32.61 g·m-2)。于2019年5月初，在植物生長初期將尿素溶于水中用噴霧器撒施于樣地，空白撒施同樣的水分。

1.3 樣品采集與測定

分別于2019年的5到10月每月中旬，清除地表枯落物后，在12塊樣地中用土鉆取0～10 cm，10～20 cm，20～40 cm層土壤樣品，相同處理相同土層的土壤組成一個混合土樣帶回實驗室內(nèi)，撿去石塊、殘根等雜物后將土樣過2 mm篩后置于4℃冰箱保存。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用IBM SPSS Statistics 24對各因子進行單因素方差及重復方差分析(顯著性水平0.05，置信區(qū)間為95.0%)。用origin 2018軟件作圖。

2 結果與分析

2.1 氮添加對土壤含量的影響

圖1 土壤含量的垂直變化

2.2 氮添加處理下土壤含量的季節(jié)變化

氮添加導致0～40 cm層土壤SON含量具有明顯的季節(jié)變化(圖4)，在整個植物生長季內(nèi)(5—10月)，SON含量都呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢。其中N5，N10處理的土壤SON含量最大值出現(xiàn)在9月(158.67 mg·kg-1和155.09 mg·kg-1);N15和CK處理的最大值均出現(xiàn)在10月(142.29 mg·kg-1和118.42 mg·kg-1);N5，N10處理的土壤SON含量最小值均為8月(84.28 mg·kg-1和78.07 mg·kg-1);N15處理最小值為7月(94.09 mg·kg-1);而CK處理最小值為6月(69.09 mg·kg-1)。此外，SON含量在土壤垂直剖面上的差異顯著(P=0.000，表1)。

圖2 不同處理下各土層土壤含量的季節(jié)變化

圖3 不同處理下各土層土壤含量的季節(jié)變化

圖4 不同處理下各土層土壤SON含量的季節(jié)變化

表1 月份、處理方式、土層對土壤有效氮影響的方差分析

3 討論

氮是植物生命體維持其生長發(fā)育最重要的營養(yǎng)物質，人為干擾會降低陸地生態(tài)系統(tǒng)氮組分循環(huán)的穩(wěn)定性[23]。本研究發(fā)現(xiàn)，氮添加處理的土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量均顯著高于對照處理，這是因為青藏高原高寒濕草甸土壤長期處于缺乏氮素的狀態(tài)，植物和微生物的生長環(huán)境處于長期的低溫條件下，外源氮輸入能增加土壤的礦質氮含量、促進土壤中氮的氨化和硝化[24]，進而增加土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量[25-26]。此外，隨著外源氮輸入量的增加，低濃度氮添加(N5)下的土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量較高，這與王書麗等[27]的研究一致，而與劉志江[28]等人在中亞熱帶杉木幼林研究相反。這是由于研究區(qū)域氣候環(huán)境(高原地區(qū)常年低溫)不同所致，在添加外源氮后，氮素不再是土壤礦化的限制性因子，提高氮濃度并不能進一步提升土壤氮礦化速率[29]，低溫條件限制了土壤微生物活性[30]，導致土壤氮礦化速率下降[31]。隨著外源氮含量的增加，土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量逐漸降低，一方面這是因為氮素添加達到一定程度后會限制礦化作用[32]，氮素添加對土壤氮礦化的調控作用存在一個閾值，當超過這個閾值時就會顯著降低；另一方面，高寒濕草甸可能存在著一定的“氮飽和”現(xiàn)象[33]，當?shù)剌斎肓砍^土壤中生物(可能包括非生物)對氮的需求時，土壤中微生物分解底物(有機質)的效率降低。隨著土層深度的增加，土壤可溶性有機氮含量顯著降低，這是因為研究區(qū)主要以草本植物為主，其根系主要分布于土壤表層(0～20 cm)，且根系數(shù)量隨土層垂直深度的增加而逐漸減小，同時表層土壤的水熱狀況也優(yōu)于底層土壤，因此具有硝化和氨化作用的細菌群落也大多分布于土壤表層[34]，導致土壤氮素含量隨土層深度的增加逐漸降低。同時氮素含量的降低也與枯落物數(shù)量有關，大量枯落物和殘根死根腐解歸還為土壤提供了豐富的碳源和氮源，隨著土層的加深，枯落物輸入量下降[35]，造成了土壤剖面上的碳素和氮素含量減少。土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量在土壤剖面上的差異并未達到顯著水平，并且在不同氮濃度添加下，土壤中的硝態(tài)氮含量低于銨態(tài)氮含量，這是由于地下水位頻繁交替變化，導致土壤有效氮含量之間發(fā)生轉化[36]。同時，在土壤有機物較高的高海拔地區(qū)，土壤微生物會將部分硝態(tài)氮轉化為銨態(tài)氮[37]，最終導致硝態(tài)氮含量較低。

土壤中有效氮含量隨溫度和水分條件變化明顯，可溶性有機氮易受到土壤有機質、根系活動及微生物代謝分泌產(chǎn)物或者外來添加氮等的影響[38]，氮添加將改變土壤氮素生物循環(huán)過程(氨化、硝化作用速率的改變、植物吸收、微生物的N固持量)，進而造成土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮具有明顯的季節(jié)性差異[39]。本研究發(fā)現(xiàn)不同氮添加條件下，銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量具有明顯的季節(jié)性變化，整體表現(xiàn)為先增加后降低的變化趨勢。銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量在7-9月較高，這是因為土壤有效氮季節(jié)動態(tài)變化是植物生長與土壤微生物活動共同作用的結果，且兩者均受溫度和水分控制[40]。一方面，研究區(qū)的降雨主要集中在7-9月，此時較高的土壤溫度促進了土壤氮礦化速率[41]；另一方面，土壤微生物活性達到全年最強，植物的光合作用和呼吸作用也最為活躍[42]，這為有效氮含量的迅速增加提供有利環(huán)境條件。此外，可溶性有機氮因其具有流動性和有效性，在氮的礦化、固定等動態(tài)過程中具有不可替代的作用[43]，且植物凋落物、動植物微生物殘體分解及土壤有機質淋溶是溶解性有機氮的主要來源[44]，故可溶性有機氮含量的季節(jié)差異主要歸因于地表植被的凋落物數(shù)量和溫度對土壤微生物活動的影響[45]，以及降雨和地下水位的影響。本研究發(fā)現(xiàn)可溶性有機氮含量在9-10月達到峰值，這是因為9-10月植物進入生長末期，研究區(qū)內(nèi)地表富集了大量凋落的植物枝葉，其進一步分解增加了土壤中的礦質氮含量，同時歸還到土壤中的養(yǎng)分也隨之增加[46]；另一方面植物處于生長末期，對土壤養(yǎng)分需求較少，加之溫度下降，土壤呼吸速率減弱[47]，根系生理代謝緩慢，微生物利用氮源較少，土壤有機質礦化作用較弱[48]，更有利于可溶性有機氮的積累。

4 結論

不同濃度的氮添加處理均能顯著增加土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量。隨著氮添加濃度的逐漸增大，土壤有效氮受到限制的強度逐漸增加，即0～40 cm層土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量依次為N5>N10>N15。土壤可溶性有機氮含量隨著土層深度的增加顯著降低。氮添加處理的土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、可溶性有機氮含量的最小值出現(xiàn)在植物生長初期，而較大值出現(xiàn)在植物生長末期。本研究表明，如果氣候變化和人為干擾程度繼續(xù)增加，較高濃度的氮沉降會降低高寒濕草甸淺層土壤有效氮的儲存能力，加劇氮素含量的流失，造成高寒濕草甸水環(huán)境富營養(yǎng)化的危害加劇。