張安峰

（山東黃河三角洲國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理委員會(huì)，山東 東營(yíng)257091）

濱海濕地是海洋生態(tài)系統(tǒng)與陸地生態(tài)系統(tǒng)之間的生態(tài)過(guò)渡帶。濱海濕地作為重要的濕地類型之一，是有機(jī)碳的天然儲(chǔ)庫(kù)，聯(lián)系起全球碳循環(huán)[1]，具有較高的凈初級(jí)生產(chǎn)力和固碳能力[2]。同時(shí)，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)土壤有機(jī)碳含量的變化對(duì)全球碳循環(huán)與碳收支過(guò)程影響顯著。

黃河三角洲受中上游排放及潮汐攜帶的大量含氮物質(zhì)，加之地貌和人為作用，發(fā)育成為了復(fù)雜多樣的濕地生態(tài)系統(tǒng)，為開(kāi)展外源氮輸入對(duì)濱海濕地土壤碳循環(huán)關(guān)鍵過(guò)程的影響研究提供了理想的場(chǎng)所。本文以山東黃河三角洲國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)大氣氮沉降模擬實(shí)驗(yàn)區(qū)土壤為研究對(duì)象，通過(guò)添加不同種類氮肥以及氮濃度梯度處理，采用室內(nèi)礦化培養(yǎng)的方法，研究該地區(qū)常年施肥土壤有機(jī)碳礦化的變化規(guī)律，為進(jìn)一步研究濱海濕地有機(jī)碳礦化機(jī)理以及科學(xué)評(píng)價(jià)其碳循環(huán)提供數(shù)據(jù)支撐。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

本研究區(qū)域位于山東省東營(yíng)市的東北部、渤海西岸山東黃河三角洲國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)（37.75°N，118.98°E），該區(qū)域處于暖溫帶半濕潤(rùn)大陸性季風(fēng)氣候帶，年均氣溫12.9℃[3]，年均降雨量530～630 mm，年蒸發(fā)量1900～2400 mm。此地季節(jié)間降水分配不均且蒸發(fā)量大，常有旱、澇、風(fēng)、霜、雹以及風(fēng)暴潮等自然災(zāi)害，土壤主要為鹽化沼澤土和潮灘鹽土，土壤鹽堿化嚴(yán)重，鹽堿地的空間分布在宏觀上表現(xiàn)為隨距海遠(yuǎn)近和海拔高低呈明顯的帶狀分布。該地主要植被類型為蘆葦、檉柳、鹽地堿蓬、堿蓬等。

2.2 樣品采集

黃河三角洲濱海濕地大氣氮沉降模擬實(shí)驗(yàn)區(qū)設(shè)置在山東黃河三角洲國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)蘆葦試驗(yàn)區(qū)內(nèi)，樣地被劃分為70個(gè)不同實(shí)驗(yàn)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)大小為7 m ×5 m，并且各小區(qū)之間設(shè)置寬0.5 m步道便于監(jiān)測(cè)取樣，采取隨機(jī)分布方式設(shè)置實(shí)驗(yàn)類型的重復(fù)以防止相互干擾。試驗(yàn)選定的氮形態(tài)分別為硝酸銨（NH4NO3）、氯化銨（NH4Cl）、硝酸鉀（KNO3），根據(jù)中國(guó)市域氮、硫沉降的一般區(qū)間及同類研究的施氮量[4,5]，結(jié)合黃河三角洲實(shí)際沉降量[6]，按照中偏高輸入標(biāo)準(zhǔn)自2012年5月起模擬研究未來(lái)氮沉降量持續(xù)增加對(duì)溫室氣體排放的影響。其中，施氮量設(shè)置梯度分別為5 gN·m-·2yr-1、10 gN·m-·2yr-1、20 gN·m-·2yr-1，另設(shè)1個(gè)對(duì)照處理組（CK），共計(jì)10個(gè)處理（表1），每種處理設(shè)置5個(gè)重復(fù)的小區(qū)。施肥是每個(gè)小區(qū)用5 L 自來(lái)水溶解氮肥，每月均勻施加在樣地，對(duì)照小區(qū)施用等量自來(lái)水。

表1 培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)的不同處理

2018年3月在該試驗(yàn)樣地隨機(jī)選取每種處理的3個(gè)重復(fù)小區(qū)并在每個(gè)小區(qū)內(nèi)取4個(gè)具有代表性的點(diǎn)，用土鉆采集表層（0～10 cm）和下層（10～20 cm）土層土壤，去除表層腐質(zhì)層后混合在一起。將采集的土樣用自封袋密封帶回實(shí)驗(yàn)室，自然風(fēng)干后剔除根系和砂礫，過(guò)2 mm 篩，室內(nèi)運(yùn)用培養(yǎng)法研究不同氮肥類型、含量及其耦合作用對(duì)濱海濕地土壤有機(jī)碳礦化速率的影響。

2.3 室內(nèi)礦化培養(yǎng)

實(shí)驗(yàn)室恒溫培養(yǎng)法是目前最為普遍的有機(jī)碳礦化速率測(cè)定方法，本研究采用干土進(jìn)行培養(yǎng)試驗(yàn)。稱取過(guò)10目篩干土樣100 g 平鋪于1000 mL 棕色廣口瓶中，按土壤田間最大持水量的60%輸入同等容量的蒸餾水。每個(gè)處理設(shè)4個(gè)采氣重復(fù)，14個(gè)用于培養(yǎng)階段性取土測(cè)量理化性質(zhì)。

在培養(yǎng)試驗(yàn)開(kāi)始前，將培養(yǎng)瓶用木塞密封，并提前在木塞中間插入氣密針并連接魯爾接頭和帶有三通閥的軟膠管，作為氣體取樣口。培養(yǎng)瓶在原位平均溫度（22℃）下培養(yǎng)26 d，實(shí)驗(yàn)開(kāi)始前三天每天用氣密針抽氣筒從培養(yǎng)瓶頂部抽取氣樣存入事先抽成真空的集氣瓶中，使用氣相色譜儀（Agilent-7890A）測(cè)定溫室氣體濃度。前三天實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)變化較為穩(wěn)定后，改為隔天采氣測(cè)量。每次抽氣前先用抽氣筒反復(fù)抽吸幾次，使瓶?jī)?nèi)氣體濃度分布均勻。實(shí)驗(yàn)抽氣完成后取下木塞讓瓶?jī)?nèi)外空氣流通，并用恒重法稱量加水確保瓶?jī)?nèi)土壤含水量穩(wěn)定，下次采氣前24 h 采集培養(yǎng)瓶上部空間氣體樣本，作為空白樣品氣體濃度再將培養(yǎng)瓶加塞密封培養(yǎng)。

2.4 數(shù)據(jù)處理與分析

由于本次試驗(yàn)中對(duì)土壤有機(jī)碳礦化培養(yǎng)時(shí)間較短，該過(guò)程中消耗的有機(jī)碳為土壤活性有機(jī)碳，所以采用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程對(duì)土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程進(jìn)行模擬[7]，其表達(dá)式如下：

Ct=C0×(1-e-kt)

式中：C0——土壤有機(jī)碳潛在礦化碳庫(kù)(μg/kg)；

k——礦化速率常數(shù)(d-1)；

t——培養(yǎng)天數(shù)(d)；

Ct——培養(yǎng)時(shí)間t(d)內(nèi)土壤累積有機(jī)碳礦化量(μg/kg)。

采用Excel 2013 對(duì)試驗(yàn)所得數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和處理；重復(fù)試驗(yàn)數(shù)據(jù)的平均值及標(biāo)準(zhǔn)差計(jì)算、土壤有機(jī)碳日均礦化量及累積礦化量的差異性檢驗(yàn)、不同氮添加類型間理化性質(zhì)、土壤有機(jī)碳礦化動(dòng)態(tài)擬合以及土壤有機(jī)碳礦化參數(shù)與基本理化性質(zhì)之間的相關(guān)性檢驗(yàn)采用SPSS 20.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，其中顯著性差異P＜0.05。結(jié)合SigmaPlot 9.0 進(jìn)行制圖。

3 結(jié)果與分析

3.1 模擬氮沉降對(duì)CO2 釋放的影響

隨著培養(yǎng)時(shí)間的不斷增加，在氮輸入含量相同的情況下比較不同氮肥種類對(duì)濱海濕地土壤CO2的釋放速率變化的影響發(fā)現(xiàn)，與CK相比突出氮肥種類不同對(duì)土壤有機(jī)碳礦化影響的顯著性（圖1）。而圖2在氮肥種類相同的情況下，通過(guò)設(shè)置施氮量梯度比較CO2累積釋放量，圖3則顯示了上下層土壤在不同實(shí)驗(yàn)處理下的差異性。

在培養(yǎng)的不同時(shí)間段，氮輸入對(duì)濱海濕地土壤CO2的釋放速率變化的影響也是不同的。室內(nèi)培養(yǎng)的前4 d，各處理下的CO2釋放速率較其他時(shí)間段明顯較高，與對(duì)照組相比較，不同處理均促進(jìn)了土壤二氧化碳釋放速率。第5-26 d 各處理土壤CO2釋放速率變化幅度不大，氮輸入對(duì)CO2釋放速率的促進(jìn)作用也趨于平穩(wěn)。整體而言，不同氮輸入處理并沒(méi)有顯著改變?yōu)I海濕地土壤有機(jī)碳礦化的時(shí)間變化趨勢(shì)，不同處理下土壤有機(jī)碳礦化速率均表現(xiàn)為隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而遞減，最大值均發(fā)生在培養(yǎng)第1 d。不同氮沉降處理土壤CO2釋放速率的差異在0-10 cm 土層更為顯著，表層土壤對(duì)照組CO2釋放速率變化范圍介于3078.94-656.98 μg/g soil之間。在低氮組中，3種氮肥的促進(jìn)作用大致表現(xiàn)為KNO3＞NH4NO3＞NH4Cl；而在中氮組中，NH4Cl 實(shí)驗(yàn)組對(duì)CO2釋放速率的促進(jìn)作用較大；高氮組3種不同種類氮肥作用效應(yīng)與低氮組基本相同。而在下層土壤的實(shí)驗(yàn)結(jié)果中所得結(jié)論與上層土壤不同，NH4Cl實(shí)驗(yàn)組的促進(jìn)作用在不同施氮量下均最高。

一段培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)土壤CO2的總釋放量可代表土壤有機(jī)碳累積礦化量。如圖3-5，隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，各處理的土壤CO2累積釋放量均不斷增加，增長(zhǎng)速率不斷減小，即土壤累積礦化量隨時(shí)間呈指數(shù)增長(zhǎng)趨勢(shì)。培養(yǎng)前期（0-10 d）土壤累積礦化量約占整個(gè)培養(yǎng)期內(nèi)總累積礦化量的50%左右，培養(yǎng)中期（11-20 d）土壤礦化速率明顯下降，前20 天土壤累積礦化量約占整個(gè)培養(yǎng)周期（26 d）的85%，培養(yǎng)后期（21-26 d），土壤礦化速率變化明顯緩慢。

在礦化培養(yǎng)期內(nèi)，表層和下層土壤CO2累積釋放量的變化范圍分別為3078.94 ～ 21772.37 μg/g soil、1818.33 ～ 12981.03 μg/g soil。其中上層土壤所得實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明不同種類氮肥土壤累積礦化量的最大值出現(xiàn)于不同的施氮量，即外源氮輸入量的增加并不能一直促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化。例如，在KNO3實(shí)驗(yàn)組土壤CO2總釋放量的峰值出現(xiàn)于20 gN·m-2·yr-1的施氮量，但5 gN·m-2·yr-1施氮量實(shí)驗(yàn)組的二氧化碳總釋放量大于10 gN·m-2·yr-1施氮量實(shí)驗(yàn)組。上層土壤實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知，NO3--N和NH4+-N的加入提高了CO2的排放速率，尤其是隨著NO3--N的含量的增加而增加。另一方面，NH4+和NO3-的協(xié)同反應(yīng)導(dǎo)致CO2排放率比單一氮處理的顯著降低。下層土壤與表層土壤CO2排放率差異顯著。在整體上，NO3--N 對(duì)CO2排放速率的影響大于NH4+-N 劑量。下層土壤在施加三種不同氮肥類型的條件下，土壤累積礦化量都表現(xiàn)為高施氮量＞中施氮量＞低施氮量，且不同施氮量處理之間土壤累積礦化量差異顯著。這說(shuō)明下層土層土壤在所施氮肥類型相同的情況下，外源氮輸入含量越高越有利于土壤有機(jī)碳的礦化分解。上下層土壤所得實(shí)驗(yàn)結(jié)果之所以不保持一致，是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)碳的礦化作用受其多種理化性質(zhì)的影響。

氮輸入對(duì)上下層土壤CO2的平均釋放量的影響如圖3所示，上層土壤的二氧化碳平均釋放量均顯著高于下層土壤（P＜0.05），且對(duì)氮輸入影響的響應(yīng)更為明顯。從上層土壤看，為期26 d的培養(yǎng)后，中施氮量的NH4Cl 實(shí)驗(yàn)組的有機(jī)碳平均礦化量最高，達(dá)1411.82 μg/g soil，較對(duì)照組增加了68.6%。不同氮輸入下二氧化碳平均釋放量的差異可表現(xiàn)為MNH ＞HNO ＞HNH ＞LNO ＞MNN ＞MNO ＞HNN ＞LNN ＞LNH＞CK，即銨態(tài)氮（NH4NO3、NH4Cl）施氮量為10 gN·m-2·yr-1時(shí)，對(duì)濱海濕地土壤有機(jī)碳礦化的促進(jìn)作用最強(qiáng)；而硝態(tài)氮（KNO3）在施氮量為20 gN·m-2·yr-1時(shí)，對(duì)土壤有機(jī)碳礦化促進(jìn)作用最明顯。下層土壤所得實(shí)驗(yàn)結(jié)果與上層土壤相似。

表2 土壤有機(jī)碳礦化的一級(jí)動(dòng)力學(xué)參數(shù)（平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤）

3.2 土壤有機(jī)碳礦化模擬

礦化培養(yǎng)過(guò)程中，根據(jù)不同施氮類型及土層深度下土壤各個(gè)階段測(cè)定的CO2釋放量，以及計(jì)算出來(lái)的土壤有機(jī)碳累積礦化量，可以運(yùn)用一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，采取非線性回歸的方式對(duì)土壤有機(jī)碳礦化進(jìn)行擬合，得到C0和k值，結(jié)果如表2所示，由R2可以知道該模型擬合效果較好。C0和k值是土壤有機(jī)碳礦化作用的表征，C0值越大、k值越小表明土壤有機(jī)碳礦化作用越強(qiáng)，反之則越弱。

由表2可知，不同施氮類型下土壤的C0值變化范圍為4004.69～11189.53 μg/kg。方差分析表明，相同土層的不同施氮類型土壤C0值存在顯著差異，上層土壤C0值以高施氮量KNO3實(shí)驗(yàn)組為最高，下層土壤以高施氮量NH4Cl 實(shí)驗(yàn)組為最高，各層土壤C0值均以對(duì)照組為最低；土層深度對(duì)土壤有機(jī)碳C0也有顯著影響，但上下層不存在一致的變化規(guī)律。k變化范圍為0.109～0.055 d-1，高施氮量NH4NO3實(shí)驗(yàn)組各土層均為最大。

4 討論

土壤有機(jī)碳礦化會(huì)受到很多因素的影響，其中包括有機(jī)碳的化學(xué)組成、土壤濕度、溫度和質(zhì)地等因素的影響，也是土壤微生物學(xué)活性的綜合體現(xiàn)。不同外源氮添加類型下土壤有機(jī)碳礦化的變化趨勢(shì)基本一致，均表現(xiàn)為前期速度較快而后期顯著減緩，與自然環(huán)境條件下土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程類似[8]。礦化培養(yǎng)的初期，土壤中易分解的養(yǎng)分含量相對(duì)較高，這些養(yǎng)分可以為土壤微生物的生長(zhǎng)和代謝的過(guò)程提供充足的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，使得土壤微生物量和微生物活性都大大提高。另一方面，設(shè)置60%田間最大持水量環(huán)境有利于土壤中溶解有機(jī)碳的溶出，增加微生物的可利用碳源。同時(shí)，土壤復(fù)水作用會(huì)對(duì)土壤中的微生物產(chǎn)生“激發(fā)效應(yīng)”，這種效應(yīng)可以加速土壤有機(jī)碳的礦化。因此這段時(shí)間土壤有機(jī)碳礦化速率很快，而隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤中的易分解有機(jī)碳不斷減少，微生物代謝活動(dòng)逐漸受到營(yíng)養(yǎng)源的限制，碳源轉(zhuǎn)成了微生物活性的主要限制因子，有機(jī)碳礦化速率則相對(duì)前期顯著降低，各處理間的差異也逐漸縮小[9]。Ross[10]等發(fā)現(xiàn)森林和草地生態(tài)系統(tǒng)中，當(dāng)土壤有機(jī)碳含量較低時(shí)，土壤碳礦化釋放的CO2-C 也會(huì)降低，而且有機(jī)碳礦化的比例會(huì)隨著土層加深而降低；土壤表層有機(jī)碳累積礦化量比底層土壤高[11]，本研究結(jié)果類似。這是因?yàn)橥寥辣韺佑袡C(jī)碳含量較高，活性有機(jī)碳所占比例較高有關(guān)[12]。

黃河三角洲濱海濕地屬于新生濕地生態(tài)系統(tǒng)，濕地土壤鹽漬化程度很高，質(zhì)地疏松易板結(jié)，持水能力較差，碳、氮等營(yíng)養(yǎng)元素含量低[13]，土壤微生物種類和數(shù)量相對(duì)較低[14]。外源氮素的添加改善了研究區(qū)土壤的質(zhì)地，包括降低了土壤容重并提高了土壤的田間持水量。微生物棲息環(huán)境和養(yǎng)分條件的改善有助于增加微生物量，通過(guò)使原本受氮素限制的土壤微生物酶活性增強(qiáng)以提高微生物活性[15]，促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化分解。不過(guò)目前氮輸入對(duì)土壤有機(jī)碳礦化速率的影響研究結(jié)論還不盡一致。部分實(shí)驗(yàn)可能由于長(zhǎng)期高氮處理，土壤pH 降低，加速土壤酸化，從而導(dǎo)致處理土壤碳礦化量較低。氮添加對(duì)土壤有機(jī)碳分解幾乎沒(méi)有影響的實(shí)驗(yàn)結(jié)果也很多，其可能的原因在于：添加到土壤中的低分子氮化合物易與土壤中的碳分子結(jié)合形成高分子量的含碳化合物而難被微生物利用，這樣外加氮被固定到穩(wěn)定的土壤有機(jī)庫(kù)中[16]，從而使有機(jī)碳礦化對(duì)氮添加處理無(wú)明顯響應(yīng)。另外，有機(jī)碳的分解需要一個(gè)長(zhǎng)期過(guò)程才會(huì)發(fā)生較大的變化，室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)周期較短，氮添加對(duì)土壤有機(jī)碳礦化過(guò)程的影響可能還難以顯現(xiàn)。

再者，研究結(jié)果顯示，相同較低氮濃度下，銨態(tài)氮對(duì)有機(jī)碳礦化速率的促進(jìn)作用強(qiáng)于硝態(tài)氮，是因?yàn)橄鯌B(tài)氮更易于與土壤中木質(zhì)素結(jié)合，生成更穩(wěn)定的有機(jī)物[17]。氮素的添加效應(yīng)也取決于氮添加量和添加之前的土壤氮素水平，并與土壤可利用性氮含量直接相關(guān)。氮輸入對(duì)黃河三角洲濱海濕地土壤有機(jī)碳礦化總體上起了一定的促進(jìn)作用，不同氮濃度和氮形態(tài)的促進(jìn)程度不同。當(dāng)施加同類型氮肥時(shí)，外源氮輸入量的增加并不能始終促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化，這主要是由于當(dāng)?shù)斎氲竭_(dá)一定量時(shí)，氮源已不是土壤微生物的主要限制性因素，這時(shí)可利用性碳源可能成為微生物活動(dòng)的主要限制因子。并且適量的氮添加可以促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，促進(jìn)生產(chǎn)力，提高凋落物量，使較多的碳分配轉(zhuǎn)移到地下部分，促進(jìn)自養(yǎng)呼吸和異養(yǎng)呼吸；而過(guò)高氮添加會(huì)導(dǎo)致土壤可利用性氮增加，減少植物地下部分的碳素分配，降低根際的自養(yǎng)呼吸[18]。

5 結(jié)論

不同氮輸入處理并沒(méi)有顯著改變?yōu)I海濕地土壤有機(jī)碳礦化的時(shí)間變化趨勢(shì)，不同處理下土壤有機(jī)碳礦化速率均表現(xiàn)為隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而遞減。

下層土層土壤在所施氮肥類型相同的情況下，外源氮輸入含量越高越有利于土壤有機(jī)碳的礦化分解。上下層土壤所得實(shí)驗(yàn)結(jié)果之所以不保持一致，是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)碳的礦化作用受其多種理化性質(zhì)的影響。