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(xué)研究院，貴州 貴陽(yáng) 550005；2.中國(guó)電建集團(tuán)貴陽(yáng)勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院有限公司，貴州 貴陽(yáng) 550081；3.茂蘭國(guó)家級(jí)自然保護(hù)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(qū)動(dòng)因子勢(shì)必改變森林土壤生態(tài)過(guò)程，直接影響了森林土壤氮素轉(zhuǎn)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(guān)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(guān)系，是決定森林生態(tài)系統(tǒng)功能和結(jié)構(gòu)的關(guān)鍵過(guò)程[5]，因此研究氮沉降下森林土壤氮礦化的動(dòng)態(tài)變化對(duì)了解氮素周轉(zhuǎn)、營(yíng)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(zhì)二元結(jié)構(gòu)及復(fù)雜的峰林、峰叢、漏斗和洼地等地貌形態(tài)，小尺度范圍內(nèi)形成石面、石溝和土面等小生境，不同小生境異質(zhì)性顯著，進(jìn)而引起小氣候、土壤及其他生態(tài)因子的變化[7-8]，可能對(duì)土壤氮庫(kù)動(dòng)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(kāi)展的相關(guān)研究結(jié)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(yùn)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(shí)間增長(zhǎng)，施氮樣方和對(duì)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(méi)有引起沿海花旗松林土壤氮礦化速率的增加。且有關(guān)喀斯特森林小生境尺度下氮沉降對(duì)土壤氮礦化的影響的研究基本沒(méi)有涉及，因此，本研究選擇茂蘭喀斯特原生林為研究對(duì)象，對(duì)模擬氮沉降下土面和石溝小生境土壤無(wú)機(jī)氮庫(kù)及凈氮礦化速率動(dòng)態(tài)變化進(jìn)行比較，探討喀斯特森林小生境下土壤氮礦化特征及對(duì)氮沉降的響應(yīng)，旨在為進(jìn)一步研究全球氣候變化對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的影響提供基礎(chǔ)資料。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)地點(diǎn)位于荔波縣茂蘭國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)，地理坐標(biāo)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(lái)僅有的、原生性強(qiáng)、相對(duì)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(jiàn)文獻(xiàn)[14-16]。該區(qū)頂極森林群落原生喬木林，喬—灌—草結(jié)構(gòu)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(shì)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(yàn)區(qū)屬于典型的喀斯特地貌，土壤以石灰土為主，土層淺薄（20 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(zhì)、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(shè)置與樣品采集

通過(guò)對(duì)貴州荔波喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測(cè)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(duì)小生境劃分，考慮小生境面積和數(shù)量，樣地內(nèi)隨機(jī)選取了石溝（出露的巖石溶蝕溝或侵蝕溝）、土面（面積相對(duì)較大的小型臺(tái)地）2 種小生境3 m×3 m 布置模擬氮沉降試驗(yàn)。0～15 cm 土壤理化性質(zhì)，土面的有機(jī)質(zhì)、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(shè)置3 個(gè)處理，分別為低氮N1（25 kg·hm-2a-1）、高氮N2（50 kg·hm-2a-1）和對(duì)照N0（0 kg·hm-2a-1）。土面、石溝每個(gè)處理均為3 個(gè)重復(fù)。每個(gè)樣方間距＞3 m，以防止相互干擾。自2018年6月開(kāi)始施氮試驗(yàn)，施氮頻率為每月1 次，施氮時(shí)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(dāng)于全年模擬總施氮量的1/12，對(duì)照樣方噴施等量的水，以減少因外加水而造成的試驗(yàn)差異。本研究采用原狀土原位培養(yǎng)連續(xù)取樣法來(lái)估測(cè)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(zhǎng)15 cm、內(nèi)徑7.5 cm 的PVC 管打入土壤，一支土柱低溫保存帶回實(shí)驗(yàn)室，測(cè)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(jìn)行原位培養(yǎng)，培養(yǎng)30 d 后取出PVC 管，同時(shí)將下一批管按上述方法布置于前一次培養(yǎng)點(diǎn)附近，每個(gè)處理樣方內(nèi)均重復(fù)取樣3 次。

土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮的測(cè)定分別采用氧化鎂—擴(kuò)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(zhuǎn)化率計(jì)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(jì)分析，采用單因素方差分析檢驗(yàn)不同小生境和不同氮處理間無(wú)機(jī)氮含量、土壤礦化速率的差異顯著性。

2 結(jié)果與分析

2.1 模擬氮沉降對(duì)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(shì)。生長(zhǎng)季含量高于非生長(zhǎng)季，10月達(dá)到全年的峰值，4月降到谷值。從整個(gè)試驗(yàn)期看，與對(duì)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(dá)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(duì)氮添加的響應(yīng)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(dòng)態(tài)Fig.1 -N dynamics in soil surface and stone gullyat different nitrogen deposition levels

2.2 模擬氮沉降對(duì)土壤NO3--N 含量的影響

添加外源氮基本上不會(huì)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(dòng)上升，均在9月達(dá)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(dá)到小高峰。N 添加均會(huì)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(huì)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(duì)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(dá)到顯著水平。石溝實(shí)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(shì)（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(duì)照相比增加了24.59%～68.78%，沒(méi)有達(dá)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(duì)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(dòng)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(duì)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(kāi)始階段6—7月為正值最大，而后出現(xiàn)負(fù)值，在11—12月達(dá)到最小，正凈氨化速率和負(fù)凈氨化速率交替出現(xiàn)。土面、石溝對(duì)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(duì)照相比，凈氨化速率都呈現(xiàn)增長(zhǎng)趨勢(shì)，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(dòng)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(duì)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(dòng)態(tài)（P＜0.05），都在7—8月達(dá)到最高，土面9—10月達(dá)到最低值，石溝最弱發(fā)生在10—11月。硝化速率出現(xiàn)負(fù)值可能是部分銨態(tài)氮被微生物吸收轉(zhuǎn)化為有機(jī)氮，或土壤反硝化作用增強(qiáng)所致。整個(gè)氮沉降過(guò)程中，與對(duì)照相比，硝化速率也呈增長(zhǎng)趨勢(shì)。土面和石溝對(duì)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(lái)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(yīng)對(duì)NH4+-N 促進(jìn)作用高于NO3--N。氮添加對(duì)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(duì)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(zhǎng)季初中期都為正值，11—12月達(dá)到最低為負(fù)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(zhǎng)趨勢(shì)，但沒(méi)有達(dá)到顯著水平。凈礦化速率對(duì)氮沉降的響應(yīng)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(dòng)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(dòng)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(jié)論與討論

3.1 模擬氮沉降下不同小生境無(wú)機(jī)氮庫(kù)的動(dòng)態(tài)變化

整個(gè)培養(yǎng)期間，與對(duì)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(yùn)霆等[10]、包翔等[9]和向元彬等[20]的研究結(jié)果一致。一是因?yàn)橥庠吹岣吡宋⑸锘钚?，氮沉降的激發(fā)效應(yīng)加速了土壤有機(jī)物的礦化，土壤C/ N因過(guò)量的N 和有機(jī)物結(jié)合而降低，促進(jìn)了土壤有機(jī)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(zhì)氮含量，使植物吸收與硝化菌、反硝化菌對(duì)氮的競(jìng)爭(zhēng)得到了緩沖，硝化、反硝化作用增加，進(jìn)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?yàn)楦餍∩抽g土壤溫度的差異不足以對(duì)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(qiáng)[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(shí)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(dòng)態(tài)是植物生長(zhǎng)與土壤微生物活動(dòng)共同作用的結(jié)果，原因在于兩者均受溫度和水分控制[19]。在一定閾值內(nèi)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(guò)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(guò)程[4,23]，且冬季為非生長(zhǎng)季，植物對(duì)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(fù)電荷的硝態(tài)氮不易在離子交換中流失，導(dǎo)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(shì)基本一致，表現(xiàn)為生長(zhǎng)季初中期高且為正值，生長(zhǎng)季末期較低且為負(fù)值，與土溫的季節(jié)變化密切相關(guān)。溫度對(duì)土壤微生物活性的影響非常顯著，一定溫度范圍內(nèi)土壤的礦化速率一般都與溫度正相關(guān)[25]。本研究中土溫最高的6—7月土壤凈礦化速率達(dá)到最高值。

土壤氮礦化速率對(duì)氮沉降的響應(yīng)一般而言短期內(nèi)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(duì)照相比呈現(xiàn)增長(zhǎng)趨勢(shì)，與Magill 研究結(jié)果一致[27]，美國(guó)緬因州東部針闊混交林地土壤的氮素凈礦化量進(jìn)行了9年的原位觀測(cè)，結(jié)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(jìn)土壤氮素凈礦化通量，并且高劑量氮處理的促進(jìn)作用更為明顯，外源氮輸入量對(duì)土壤凈礦化通量的貢獻(xiàn)率約為64%。因?yàn)樵黾拥牡煌寥烙袡C(jī)質(zhì)吸收，導(dǎo)致 C/N 減小，從而提高了分解過(guò)程中氮的釋放速度[28]。或添加的無(wú)機(jī)氮被微生物固定，從而促使原來(lái)有機(jī)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(shí)間增長(zhǎng)，氮礦化速度在到達(dá)高峰后開(kāi)始降低，降低到接近對(duì)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(zhuǎn)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(zhì)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(guān)[2]。本研究沒(méi)有出現(xiàn)降低的趨勢(shì)，是因?yàn)榭λ固厣稚鷳B(tài)系統(tǒng)土壤礦化過(guò)程以硝化作用為主導(dǎo)，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(yàn)施氮強(qiáng)度和施氮時(shí)間對(duì)土壤的影響還沒(méi)達(dá)到該生態(tài)系統(tǒng)“閾值”。

氮添加對(duì)不同小生境影響不同，石溝響應(yīng)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(guò)影響到林下不同的微生物類群的數(shù)量、種類和活力來(lái)影響氮素礦化[28]。研究發(fā)現(xiàn)，外加氮源對(duì)土壤氮的激發(fā)效應(yīng)總趨勢(shì)是肥力高的土壤高于肥力低的土壤[16,28]。石溝土壤有機(jī)質(zhì)、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(jī)質(zhì)分解礦化。但土壤氮礦化過(guò)程受土面、石溝小生境影響不顯著，可能是因?yàn)榭λ固厣治⒌孛残〕叨瓤臻g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(dá)到飽和閾值，仍存在氮素施肥效應(yīng)，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(shuō)明喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)對(duì)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(zhǎng)遠(yuǎn)發(fā)展?？λ固厣硰?fù)雜異質(zhì)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(yàn)時(shí)間短，有一定的局限性。今后，可增加施氮水平梯度，適當(dāng)提高高氮水平，進(jìn)一步研究喀斯特森林生態(tài)系統(tǒng)各小生境長(zhǎng)期氮沉降響應(yīng)與適應(yīng)機(jī)制，同時(shí)可加強(qiáng)與常態(tài)地貌不同生態(tài)系統(tǒng)之間的對(duì)比研究，更好地探究森林生態(tài)系統(tǒng)氮沉降背景下的運(yùn)轉(zhuǎn)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(chǔ)和管理依據(jù)。