模擬氮沉降對喀斯特原生喬木林土壤氮礦化的影響

趙文君，劉永濤，譚成江，崔迎春，吳 鵬，侯貽菊，劉延惠，丁訪軍

（1.貴州省林業(yè)科學研究院，貴州 貴陽 550005；2.中國電建集團貴陽勘測設計研究院有限公司，貴州 貴陽 550081；3.茂蘭國家級自然保護區(qū)管理局，貴州 荔波 558400）

由于礦物燃料燃燒，大量工業(yè)氮肥使用等使大氣中含氮化合物激增，大氣氮沉降也不斷增加（從1.5 kg·hm-2a-1增加到4.2 kg·hm-2a-1）[1]，氮沉降作為驅動因子勢必改變森林土壤生態(tài)過程，直接影響了森林土壤氮素轉換方向、速度和通量[2]，森林土壤氮礦化、硝化和反硝化作用作為氮素循環(huán)的重要環(huán)節(jié)，與森林生態(tài)系統(tǒng)氮可利用性、各形態(tài)比例、養(yǎng)分利用效率相關聯(lián)[3-4]，與森林群落演替、植物多樣性、生態(tài)系統(tǒng)退化和健康等之間存在反饋關系，是決定森林生態(tài)系統(tǒng)功能和結構的關鍵過程[5]，因此研究氮沉降下森林土壤氮礦化的動態(tài)變化對了解氮素周轉、營養(yǎng)循環(huán)及森林生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力等具有重要意義[6]。

喀斯特生態(tài)系統(tǒng)有特殊的水文地質二元結構及復雜的峰林、峰叢、漏斗和洼地等地貌形態(tài)，小尺度范圍內形成石面、石溝和土面等小生境，不同小生境異質性顯著，進而引起小氣候、土壤及其他生態(tài)因子的變化[7-8]，可能對土壤氮庫動態(tài)及凈礦化速率產(chǎn)生影響。目前在非喀斯特區(qū)常態(tài)地貌不同生態(tài)系統(tǒng)及植被類型下開展的相關研究結論并不一致，如包翔等[9]研究表明氮沉降顯著增加了大興安嶺白樺次生林土壤氨化速率、硝化速率和礦化速率，其中氨化速率增幅大于硝化速率。方運霆等[10]研究表明南亞熱帶森林土壤有效氮隨氮沉降的增加而增加，且隨施氮時間增長，施氮樣方和對照樣方差距越大。而閆聰微等[11]研究發(fā)現(xiàn)高氮處理顯著降低了中亞熱帶森林土壤NO3--N、NH4+-N 含量。Chappell 等[12]研究發(fā)現(xiàn)多年氮添加并沒有引起沿?；ㄆ焖闪滞寥赖V化速率的增加。且有關喀斯特森林小生境尺度下氮沉降對土壤氮礦化的影響的研究基本沒有涉及，因此，本研究選擇茂蘭喀斯特原生林為研究對象，對模擬氮沉降下土面和石溝小生境土壤無機氮庫及凈氮礦化速率動態(tài)變化進行比較，探討喀斯特森林小生境下土壤氮礦化特征及對氮沉降的響應，旨在為進一步研究全球氣候變化對森林生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的影響提供基礎資料。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗地點位于荔波縣茂蘭國家級自然保護區(qū)，地理坐標107°52′12″～108°05′42″E，25°09′27″～25°20′40″N，屬于世界上同緯度地區(qū)留存下來僅有的、原生性強、相對穩(wěn)定的喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)，是喀斯特區(qū)原生性森林常綠落葉闊葉混交林分布面積最大的地區(qū)[13]，其自然狀況參見文獻[14-16]。該區(qū)頂極森林群落原生喬木林，喬—灌—草結構完整，喬木為主，林分密度1 022 株/hm2，林分高度10～20 m，覆蓋率80%以上，主要優(yōu)勢種有青岡櫟Cyclobalanopsis glauca、圓果化香Platycarya longipes、卵果海桐Pittosporum lenticellatum、硬斗石櫟Lithocarpus hancei、絲栗栲Castanopsis fargesii等[16]。試驗區(qū)屬于典型的喀斯特地貌，土壤以石灰土為主，土層淺?。?0 cm左右）且不連片，多存在于巖石裂隙或出露巖石形成的溝地中，土壤的理化性質、剖面形態(tài)等區(qū)別于地帶性土壤[13,17]。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設置與樣品采集

通過對貴州荔波喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站原有固定樣地踏查，篩選了有代表性的原生喬木林群落樣地，海拔770 m，坡度20°～25°，中下坡位，樣地面積30 m×30 m。按照劉方等[17]對小生境劃分，考慮小生境面積和數(shù)量，樣地內隨機選取了石溝（出露的巖石溶蝕溝或侵蝕溝）、土面（面積相對較大的小型臺地）2 種小生境3 m×3 m 布置模擬氮沉降試驗。0～15 cm 土壤理化性質，土面的有機質、全N、全P 和全K 含量分別為102.30、4.57、0.91、和16.63 g/kg，pH 值為6.20；石溝的分別為108.02、4.95、1.02 和17.11 g/kg，pH 值為6.56。施氮量設置3 個處理，分別為低氮N1（25 kg·hm-2a-1）、高氮N2（50 kg·hm-2a-1）和對照N0（0 kg·hm-2a-1）。土面、石溝每個處理均為3 個重復。每個樣方間距＞3 m，以防止相互干擾。自2018年6月開始施氮試驗，施氮頻率為每月1 次，施氮時間為1 a，按照處理水平的要求，將各樣方所需NH4NO3溶解至1 L 水中，用噴霧器在該水平樣方中均勻噴灑，每次施氮量相當于全年模擬總施氮量的1/12，對照樣方噴施等量的水，以減少因外加水而造成的試驗差異。本研究采用原狀土原位培養(yǎng)連續(xù)取樣法來估測凈氮礦化速率，每月施氮前采樣，先去除地表凋落物，將2 支長15 cm、內徑7.5 cm 的PVC 管打入土壤，一支土柱低溫保存帶回實驗室，測定NH4+-N、NO3--N 含量的初始值；另一支管頂用通氣但不透水的塑料薄膜封閉，管底用紗布封口后進行原位培養(yǎng)，培養(yǎng)30 d 后取出PVC 管，同時將下一批管按上述方法布置于前一次培養(yǎng)點附近，每個處理樣方內均重復取樣3 次。

土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的測定分別采用氧化鎂—擴散法[18]和酚二磺酸比色法[18]。

1.2.2 數(shù)據(jù)處理

土壤氮轉化率計算公式如下：

M1=[I1-I0]/D

式中：M1為土壤凈氨化、凈硝化、凈氮礦化速率，mg/(kg·d)；I0和I1分別為培養(yǎng)前后銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、礦化氮含量，mg/kg；D為培養(yǎng)天數(shù)，d。

所有數(shù)據(jù)用Excel 2010 軟件處理及作圖，SPSS 16.0 軟件統(tǒng)計分析，采用單因素方差分析檢驗不同小生境和不同氮處理間無機氮含量、土壤礦化速率的差異顯著性。

2 結果與分析

2.1 模擬氮沉降對土壤NH4+-N 含量的影響

各小生境土壤NH4+-N 含量存在明顯季節(jié)變化（圖1），添加外源氮后，在3—4月改變了土壤NH4+-N 含量的變化趨勢。生長季含量高于非生長季，10月達到全年的峰值，4月降到谷值。從整個試驗期看，與對照相比，添加外源氮增加了土壤NH4+-N 含量（3月除外），且隨著氮水平的升高而增加，但不同月份各小生境增加程度不一。就土面而言，N2 處理除3月外都顯著增加了土壤NH4+-N 含量（P＜0.05），其中5月最大增加了67.12%。N1 處理僅9月和5月土壤NH4+-N 含量顯著增加（P＜0.05），5月最大增加了36.86%，其余月份增加了6.99%～30.58%。石溝生境下，N2 處理除3月和4月外其余月份均達到了顯著水平（P＜0.05），5月最大增加了67.53%。N1 處理在7、12月和翌年1、5月NH4+-N 含量顯著增加（P＜0.05），5月最大增加了32.88%，其余月份增加了10.43%～29.02%，效果不顯著。NH4+-N含量及對氮添加的響應都是石溝略高于土面。

圖1 不同氮沉降水平土面和石溝土壤-N動態(tài)Fig.1 -N dynamics in soil surface and stone gullyat different nitrogen deposition levels

2.2 模擬氮沉降對土壤NO3--N 含量的影響

添加外源氮基本上不會改變土壤NO3--N 含量的變化，各生境土壤NO3--N 含量先驟升到高值而后降到低值，隨后波動上升，均在9月達到峰值，土面和石溝分別于10月和12月降到低值，5月NO3--N 含量積累達到小高峰。N 添加均會不同程度的增加土壤NO3--N 含量，且是隨著氮水平的增加而增加。土面中，N2 處理在7—9月、11月和翌年5月會顯著增加土壤NO3--N 含量（P＜0.05），其中8月最大增加了99.92%。其余月份與對照相比增加了44.72%～57.77%，但作用效果不顯著。N1 處理僅在8、9月使土壤NO3--N 含量顯著上升（P＜0.05），此外均有不同程度的上升（14.89%～43.84%），但都未達到顯著水平。石溝實施氮處理后土壤NO3--N 含量8月才呈現(xiàn)出顯著增加的態(tài)勢（P＜0.05），略晚于土面。N2 處理在8—11月、翌年1、5月顯著增加土壤NO3--N 含量（P＜0.05），其中9月最大增加了72.97%。其余月份與對照相比增加了24.59%～68.78%，沒有達到顯著水平。N1 處理僅在8—9月使土壤NO3--N 含量顯著上升（P＜0.05），其余使土壤NO3--N 含量上升（7.28%～24.77%），但作用效果不明顯。對照中NO3--N 含量石溝顯著高于土面（P＜0.05），而氮添加后，NO3--N 增加程度土面大于石溝。

圖2 不同氮沉降水平土面和石溝土壤NO3--N 動態(tài)Fig.2 NO3--N dynamics in soil surface and in stone gully at different nitrogen deposition levels

2.3 模擬氮沉降對土壤氮氨化速率的影響

各生境土壤凈氨化速率存在顯著的季節(jié)差異（P＜0.05），開始階段6—7月為正值最大，而后出現(xiàn)負值，在11—12月達到最小，正凈氨化速率和負凈氨化速率交替出現(xiàn)。土面、石溝對照中凈氨化速率分別為-1.03～1.09 mg/(kg·d)，-1.01～0.97 mg/(kg·d)，氮添加后，與對照相比，凈氨化速率都呈現(xiàn)增長趨勢，但差異不顯著。凈氨化速率表現(xiàn)為石溝＞土面，但兩者生境間差異不顯著。

圖3 不同氮沉降水平下土面和石溝凈氨化速率動態(tài)變化Fig.3 Dynamic changesof soil net ammonification rate of on the soil surface and stone gully at different nitrogen deposition levels

2.4 模擬氮沉降對土壤氮硝化速率的影響

各生境凈硝化速率存在明顯的季節(jié)動態(tài)（P＜0.05），都在7—8月達到最高，土面9—10月達到最低值，石溝最弱發(fā)生在10—11月。硝化速率出現(xiàn)負值可能是部分銨態(tài)氮被微生物吸收轉化為有機氮，或土壤反硝化作用增強所致。整個氮沉降過程中，與對照相比，硝化速率也呈增長趨勢。土面和石溝對照中凈硝化速率為-0.57～0.54 mg/(kg·d)、-0.40～0.52 mg/(kg·d)，由于森林土壤硝化作用來源于氨化作用的NH4+-N，氨化作用直接影響硝化速率的變化，硝化速率往往低于氨化速率[2]，氮添加激發(fā)效應對NH4+-N 促進作用高于NO3--N。氮添加對凈硝化速率的影響并不明顯，土面和石溝的生境凈硝化速率差異不顯著。

2.5 模擬氮沉降對土壤氮礦化速率的影響

各小生境凈礦化速率季節(jié)間差異顯著（P＜0.05），凈礦化速率在6—7月最高，生長季初中期都為正值，11—12月達到最低為負值，翌年1—3月也是處于低值，表示土壤以固持為主。氮添加后土壤凈礦化速率都呈增長趨勢，但沒有達到顯著水平。凈礦化速率對氮沉降的響應石溝略大于土面。

圖4 不同氮沉降水平下土面和石溝凈硝化速率動態(tài)變化Fig.4 Dynamic changesof soil net nitrification rate on the soil surface and stone gully at different nitrogendeposition levels

圖5 不同氮沉降水平下石溝凈氮礦化速率動態(tài)變化Fig.5 Dynamic changesof soil net mineralization rateon the soil surface and stone gully at different nitrogen deposition levels

3 結論與討論

3.1 模擬氮沉降下不同小生境無機氮庫的動態(tài)變化

整個培養(yǎng)期間，與對照相比，不同小生境不同氮添加均增加了土壤NH4+-N、NO3--N 含量，高氮處理的增幅高于低氮處理，與胡艷玲等[19]、方運霆等[10]、包翔等[9]和向元彬等[20]的研究結果一致。一是因為外源氮提高了微生物活性，氮沉降的激發(fā)效應加速了土壤有機物的礦化，土壤C/ N因過量的N 和有機物結合而降低，促進了土壤有機物分解和養(yǎng)分釋放[21-22]。二是氮輸入增加了土壤和凋落物層的礦質氮含量，使植物吸收與硝化菌、反硝化菌對氮的競爭得到了緩沖，硝化、反硝化作用增加，進而使土壤有效氮增加[22]。此外施加NH4NO3直接增加土壤有效氮水平。

土面和石溝之間有效氮差異不顯著，主要是因為各小生境間土壤溫度的差異不足以對土壤礦化產(chǎn)生顯著影響。其次喀斯特森林土面和石溝有效氮含量本底值較高，供氮能力強[16]，顯著高于南亞熱帶林[10,20]、溫帶白樺林[9]等森林，本研究施氮量及施氮時間未能引起土壤氮礦化的顯著變化。土面和石溝土壤有效氮含量均集中在9—10月，土壤有效氮月動態(tài)是植物生長與土壤微生物活動共同作用的結果，原因在于兩者均受溫度和水分控制[19]。在一定閾值內隨溫度和濕度升高，微生物和酶活性高，凋落物分解快，加速了氮礦化過程，增加土壤有效氮含量。冬季1月有所回升，有研究表明冬季低溫土壤仍具有明顯的氮礦化過程[4,23]，且冬季為非生長季，植物對氮素的需求較少，有效氮大量富集于土壤中[22]。另外冬季降水量少，土壤水分低，帶負電荷的硝態(tài)氮不易在離子交換中流失，導致冬季硝態(tài)氮含量較高[24]。

3.2 模擬氮沉降下不同小生境土壤凈氮礦化特征

土面和石溝的小生境土壤凈氮礦化速率變化趨勢基本一致，表現(xiàn)為生長季初中期高且為正值，生長季末期較低且為負值，與土溫的季節(jié)變化密切相關。溫度對土壤微生物活性的影響非常顯著，一定溫度范圍內土壤的礦化速率一般都與溫度正相關[25]。本研究中土溫最高的6—7月土壤凈礦化速率達到最高值。

土壤氮礦化速率對氮沉降的響應一般而言短期內隨著施氮量增加而增加[26]，本研究氮添加后土壤凈氨化速率、凈硝化速率、凈礦化速率與對照相比呈現(xiàn)增長趨勢，與Magill 研究結果一致[27]，美國緬因州東部針闊混交林地土壤的氮素凈礦化量進行了9年的原位觀測，結果表明低劑量（50 kg·hm-2a-1）和高劑量（150 kg·hm-2a-1）NH4NO3輸入均顯著促進土壤氮素凈礦化通量，并且高劑量氮處理的促進作用更為明顯，外源氮輸入量對土壤凈礦化通量的貢獻率約為64%。因為增加的氮被土壤有機質吸收，導致 C/N 減小，從而提高了分解過程中氮的釋放速度[28]?；蛱砑拥臒o機氮被微生物固定，從而促使原來有機氮的礦化和釋放[29]。

也有一些森林研究表現(xiàn)為高氮處理抑制土壤氮礦化[29]，或隨施氮時間增長，氮礦化速度在到達高峰后開始降低，降低到接近對照或低氮處理的水平，有的甚至更低[11,30]。Aggangan 等[31]研究表明施入氮加快了氮素各形式的周轉速率，使土壤的礦化潛力減小。也有解釋是由于土壤微生物產(chǎn)生的腐殖質分解酶的量隨土壤有效氮含量增加而減少，從而降低礦化速率[30,32]。此外還與森林生態(tài)系統(tǒng)的氮狀態(tài)是否飽和密切相關[2]。本研究沒有出現(xiàn)降低的趨勢，是因為喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)土壤礦化過程以硝化作用為主導，由于硝態(tài)氮易于流失或發(fā)生反硝化作用引起氣態(tài)損失[16]，降低了有效氮在土壤中的積累，以至本試驗施氮強度和施氮時間對土壤的影響還沒達到該生態(tài)系統(tǒng)“閾值”。

氮添加對不同小生境影響不同，石溝響應高于土面。不同的小生境中溫度、濕度及凋落物供給的差異等最終是通過影響到林下不同的微生物類群的數(shù)量、種類和活力來影響氮素礦化[28]。研究發(fā)現(xiàn)，外加氮源對土壤氮的激發(fā)效應總趨勢是肥力高的土壤高于肥力低的土壤[16,28]。石溝土壤有機質、全N、全P、全K 含量要高于土面。土壤凈氮礦化速率一般與土壤C/N 成反比[30]，石溝土壤C/N 要低于土面，C/N 低有利于有機質分解礦化。但土壤氮礦化過程受土面、石溝小生境影響不顯著，可能是因為喀斯特森林微地貌小尺度空間的土壤、小氣候等生態(tài)因子的差異不足以引起土壤氮礦化的顯著變化。

本研究為期1年，模擬氮沉降僅處于初期階段，喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)有效氮未達到飽和閾值，仍存在氮素施肥效應，氮輸入增加了土壤硝化作用速度和硝態(tài)氮流失的潛力，降低了該生態(tài)系統(tǒng)氮留存，說明喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)對氮沉降有一定的緩沖能力，利于該生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定、健康、長遠發(fā)展?？λ固厣硰碗s異質性大，小生境類型多樣，本研究只選擇了石溝和土面2種小生境類型，且試驗時間短，有一定的局限性。今后，可增加施氮水平梯度，適當提高高氮水平，進一步研究喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)各小生境長期氮沉降響應與適應機制，同時可加強與常態(tài)地貌不同生態(tài)系統(tǒng)之間的對比研究，更好地探究森林生態(tài)系統(tǒng)氮沉降背景下的運轉規(guī)律，以期為森林生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展提供理論基礎和管理依據(jù)。