付偉 蘇麗麗 王楠

(宜春學(xué)院，宜春，336000) (沈陽工學(xué)院) (中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所)

何興元 徐勝

(中國科學(xué)院森林生態(tài)與管理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所))

自工業(yè)革命以來，隨著工業(yè)化和城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快，臭氧(O3)的前體物氮氧化合物(NOX)和揮發(fā)性有機(jī)污染物(VOCS)濃度居高不下，近地層中O3摩爾分?jǐn)?shù)每年以1～3 nmol·mol-1的速度上升，預(yù)計到21世紀(jì)末將高達(dá)84 nmol·mol-1[1-3]。自2015年起，O3污染已成為我國很多城市夏季空氣不達(dá)標(biāo)的首要大氣污染物[4]。

大量研究表明，O3的強(qiáng)氧化性毒副作用會引起植物的生理生態(tài)變化，如光合速率降低、物質(zhì)代謝發(fā)生變化等，對森林物質(zhì)循環(huán)過程可能會產(chǎn)生直接或間接的影響[5-10]。德國聯(lián)邦環(huán)境署(UBA)在對過去35 a間1 000多份文獻(xiàn)進(jìn)行研究后也指出，67%的木本植物和50%的草本植物對O3敏感，落葉樹種較針葉樹種對O3的響應(yīng)更明顯[11]。但是，目前O3污染對植物的相關(guān)影響研究多集中在活體植株葉片上，而有關(guān)高摩爾分?jǐn)?shù)O3對樹木葉片凋落物影響的研究還很少，且多見于國外。

O3對植物凋落物質(zhì)量和分解速率的影響研究僅在少數(shù)幾種草本和喬木上展開，且研究結(jié)果也存在分歧，但普遍認(rèn)為高摩爾分?jǐn)?shù)O3降低了凋落物分解速率[12-18]。Baldantoni et al.[17]在近地O3摩爾分?jǐn)?shù)倍增環(huán)境下對冬青櫟(Quercusilex)凋落葉進(jìn)行了為期395 d的分解試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，冬青櫟的分解速率顯著降低，并推測其分解變化是由于酸性洗滌性纖維(ADF)和其他變量共同作用引起。Kainulainen et al.[19]研究了19個月的高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理對歐洲赤松(Pinussylvestris)凋落葉分解發(fā)現(xiàn)，其分解速率無顯著影響。此外，之前研究所選用的植物本底凋落葉多為已經(jīng)過不同摩爾分?jǐn)?shù)和時間的O3熏蒸，其葉片化學(xué)組成發(fā)生變化，從而影響植物凋落葉的分解，而高摩爾分?jǐn)?shù)O3對背景大氣下生長的植物凋落葉分解動態(tài)研究很少[18]。全球氣候變化背景下O3摩爾分?jǐn)?shù)升高對城市森林凋落物的分解特征及其變化機(jī)理目前尚不清楚，O3摩爾分?jǐn)?shù)、熏蒸時間、樹種、樹齡等許多不確定影響有待于深入研究和探討或驗(yàn)證。

城市森林凋落物對于維持城市森林土壤肥力、促進(jìn)城市森林生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)具有重要影響[20-21]。不同樹齡植物葉片的生理變化存在差異[22-23]，這對植物葉片的凋落物質(zhì)量、分解速率、森林土壤養(yǎng)分積累等方面有一定程度的影響[24-26]，尤其在大氣環(huán)境污染影響下，而O3摩爾分?jǐn)?shù)升高對不同樹齡植物凋落葉的研究還未見報道，相關(guān)影響機(jī)理也尚不清楚。因此，為了評估高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸對城市森林不同樹齡植物凋落葉前期分解及養(yǎng)分動態(tài)的影響，選取我國北方地區(qū)主要的城市森林樹種之一的銀杏(Ginkgobiloba)為研究對象，采用開頂箱(OTCs)模擬O3熏蒸處理10年生和30年生銀杏葉凋落物，用尼龍網(wǎng)袋分解法，測定碳(C)、氮(N)、木質(zhì)素質(zhì)量分?jǐn)?shù)等一些重要的凋落物化學(xué)成分變化指標(biāo)。這對于全面了解全球氣候變化背景下城市森林生態(tài)系統(tǒng)的碳氮收支情況及實(shí)現(xiàn)城市森林的可持續(xù)發(fā)展與經(jīng)營具有重要科學(xué)價值和現(xiàn)實(shí)意義。

1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于沈陽市中心的中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所樹木園，是人口密集的商業(yè)文化中心地帶，占地面積5 hm2。該區(qū)域?qū)倥瘻貛О霛駶櫦撅L(fēng)型大陸性氣候，2014年年均溫度9.5 ℃。試驗(yàn)期間，開頂箱(OTC)內(nèi)最高溫度達(dá)33.65 ℃，最低溫度為11.0 ℃，平均溫度為24.78 ℃(圖1)。2014年總降水量487 mm，試驗(yàn)期間降水量占全年總量的57.04%。無霜期約為150 d[27]。園內(nèi)植物區(qū)系隸屬于長白植物區(qū)系、華北植物區(qū)和蒙古植物區(qū)系交匯處，土壤為棕壤[28]。

圖1 試驗(yàn)期間開頂箱內(nèi)基本條件

2 材料與方法

2.1 O3熏蒸模擬

本研究采用開頂箱(OTCs)模擬法，開頂箱(OTC)直徑4 m、高3 m的正八邊形，內(nèi)含配套完整的通氣、通風(fēng)設(shè)備。本次試驗(yàn)共設(shè)置對照和高摩爾分?jǐn)?shù)O3(約80 nmol·mol-1)2個處理，每個處理3個重復(fù)。OTC內(nèi)土壤(0～20 cm)的基本理化性質(zhì)如pH值、C、N、磷(P)、鉀(K)、有機(jī)質(zhì)等質(zhì)量分?jǐn)?shù)基本一致，無顯著差異。整個處理期間，OTC內(nèi)條件控制一致。

2.2 凋落葉收集與分解

2013年10月底，在葉凋落高峰期收集樹木園內(nèi)10、30年生銀杏新鮮凋落葉，將收集來的落葉一部分于65 ℃條件下烘干至恒質(zhì)量，用作初始化學(xué)成分測定及分析；另一部分在室溫下充分風(fēng)干后用于分解試驗(yàn)。凋落葉分解采用常規(guī)的分解袋法[29]，尼龍袋網(wǎng)孔為1 mm2，大小為20 cm×25 cm。分解試驗(yàn)中，準(zhǔn)確稱取8 g樣品裝入尼龍網(wǎng)袋中，進(jìn)行編號，于2014年5月19日分別放置在2個O3模擬環(huán)境的開頂箱內(nèi)，每個處理15袋，分解袋隨機(jī)放置在土表。O3熏蒸時間為每天09:00—17:00。此后每個月收集1次，連續(xù)取5次，共分解150 d(無霜期)。每次隨機(jī)回收各個處理3袋(即3個重復(fù))，手工剔除雜草、昆蟲等雜物后，用流水將凋落葉上的泥土等清洗干凈，放在干凈白紙上稍微晾干后裝入牛皮信封袋，在恒溫烘箱內(nèi)65 ℃烘干，用測量精度為1/1 000 g的電子天平稱量烘干后的干質(zhì)量并記錄，然后用高速磨樣機(jī)(天津泰斯特生產(chǎn)，F(xiàn)W100)將樣品磨碎后過80目篩裝入自封袋內(nèi)密封保存用于其他指標(biāo)的測定。

2.3 化學(xué)指標(biāo)測定

用元素分析儀(Vario MACRO Cube)測定碳(C)、氮(N)質(zhì)量分?jǐn)?shù)；用鉬銻抗比色法測定P質(zhì)量分?jǐn)?shù)；用火焰燃燒法測定K質(zhì)量分?jǐn)?shù)；木質(zhì)素質(zhì)量分?jǐn)?shù)采用紫外分光光度法[30]；縮合單寧質(zhì)量分?jǐn)?shù)用正丁醇—鹽酸法測定[31]；用Foline-Ciocalteu法測定總酚質(zhì)量分?jǐn)?shù)[32]；其中w(C)∶w(N)、w(C)∶w(P)、w(木質(zhì)素)∶w(N)值用上述值計算得出。不同樹齡銀杏凋落葉初始化學(xué)成分見表1。

表1 不同樹齡銀杏凋落葉的初始質(zhì)量參數(shù)

樹齡/a總酚質(zhì)量分?jǐn)?shù)/mg·g-1縮合單寧質(zhì)量分?jǐn)?shù)/mg·g-1w(C)∶w(N)w(C)∶w(P)w(木質(zhì)素)∶w(N)10年生銀杏(7.11±0.73)b(33.29±2.04)b(34.55±4.01)a(53.64±0.26)a(20.00±1.39)a30年生銀杏(5.57±0.76)a(29.47±0.94)a(41.81±3.52)b(262.19±17.14)b(23.39±1.38)b

2.4 數(shù)據(jù)處理

分解速率采用Olson指數(shù)模型來計算[33]：

At/A0=ae-kt。

式中：A0為凋落物初始質(zhì)量(g)，At為分解t天后的凋落物殘留量(g)；a為擬合參數(shù)；k為年分解速率；t為分解時間(a)。

養(yǎng)分元素的釋放用元素剩余率來計算[34-35]：

E=[(Mt×Ct)/(M0×C0)]×100%。

式中：E為養(yǎng)分元素剩余率(%)，Mt為時間t時的凋落葉干質(zhì)量(g)；M0為凋落葉的初始干質(zhì)量(g)；C0為初始養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)(mg·g-1)；Ct為t時刻凋落葉的養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)(mg·g-1)。當(dāng)E<100%時表示元素凈釋放，E>100%時表示元素出現(xiàn)了富集。

數(shù)據(jù)采用Microsoft Office Excel 2016和PASW 18.0軟件統(tǒng)計分析，用單因素方差分析的最小顯著差異法(LSD)比較同一指標(biāo)不同處理間的差異是否達(dá)到顯著水平(P<0.05)，用Spearman相關(guān)系數(shù)分析不同指標(biāo)間的相關(guān)性。

3 結(jié)果與分析

3.1 試驗(yàn)期間的OTC內(nèi)O3摩爾分?jǐn)?shù)變化

試驗(yàn)期間，每天8 h O3熏蒸處理，處理組OTC內(nèi)平均摩爾分?jǐn)?shù)為83 nmol·mol-1，O3變化幅度為51～119 nmol·mol-1。而對照組OTC內(nèi)平均O3摩爾分?jǐn)?shù)為25 nmol·mol-1，最高為60 nmol·mol-1，最低為4 nmol·mol-1(圖2)。試驗(yàn)期間，沈陽地區(qū)降雨稀少(約278 mm)，沒有明顯大的雷雨天氣，所以正常處理時(09:00—17:00)未關(guān)閉臭氧發(fā)生器。O3摩爾分?jǐn)?shù)的升高沒有顯著改變OTC內(nèi)的平均溫度、最高溫和最低溫，2組處理OTC內(nèi)每天的平均溫度基本一致，亦無顯著差異。同時，2組處理OTC內(nèi)每天的平均濕度(HR)亦基本一致。

圖2 試驗(yàn)期間開頂箱內(nèi)8 h O3摩爾分?jǐn)?shù)

3.2 不同樹齡銀杏凋落葉干質(zhì)量殘留率的變化

從圖3可以看到，與對照相比，高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理下10年生銀杏凋落葉的干質(zhì)量殘留率在分解前2個月略大，隨著分解時間的延長其殘留率越來越少，分解150 d后干質(zhì)量殘留率顯著降低3.91%(P<0.05)，30年生銀杏凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的干質(zhì)量殘留率降低4.52%(P<0.05)。

圖3 高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸下生銀杏葉凋落物干質(zhì)量殘留率變化

從不同樹齡銀杏凋落葉來看，30年生銀杏凋落葉的分解速率較10年生銀杏的快(P<0.05)。從2組不同處理來看，分解結(jié)束時，2種樹齡銀杏的凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組分解速率較對照組均更快，且高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理下30年生銀杏的分解速率最快。

用Olson衰減指數(shù)模型能較好的模擬2種不同樹齡銀杏凋落葉在對照組和處理組的年分解速率(k)(表2)，與圖3顯示的干質(zhì)量剩余率相對應(yīng)，高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理下10年生銀杏凋落葉分解速率較對照顯著增加了19.4%，分解常數(shù)分別為1.39和1.17。在O3摩爾分?jǐn)?shù)升高環(huán)境下分解50%和分解95%所需時間分別為0.41和2.06 a，分別比對照環(huán)境分別快0.05和0.37 a。高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理下30年生銀杏凋落葉分解速率顯著增加了10.6%，分解常數(shù)分別為1.68和1.52。表明O3濃度升高促進(jìn)銀杏凋落葉分解速率。

表2 高摩爾分?jǐn)?shù)O3處理下不同樹齡銀杏凋落葉干質(zhì)量殘留率與時間的指數(shù)回歸方程

在相同處理下，在分解后期(120 d)，30年生銀杏凋落葉分解速率均顯著高于10年生銀杏(P<0.05)，半衰期和95%分解時間更短。表明隨著樹齡增加，銀杏凋落葉分解速率更快。

3.3 分解過程中養(yǎng)分釋放動態(tài)

經(jīng)過150 d的O3熏蒸試驗(yàn)，10、30年生銀杏凋落葉內(nèi)的C、N、P、K、木質(zhì)素、可溶性糖、總酚和縮合單寧質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈現(xiàn)凈釋放現(xiàn)象，但各組分的動態(tài)變化并不完全一致。

分解期間，與對照相比，O3熏蒸處理下10、30年生銀杏凋落葉C剩余率在前2次取樣時更高，但隨著分解時間延長后含量更低，分解結(jié)束時10年生的對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組銀杏凋落葉C剩余率分別為58.48%和53.80%，30年生的分別為51.95%和47.91%。相同處理下，30年生銀杏凋落葉的C釋放較10年生更快(圖4)。從圖4中可以看到，N元素的剩余率變化呈波動性，無明顯規(guī)律，分解結(jié)束時10年生銀杏凋落葉的對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組N剩余率分別為88.95和88.05%，30年生的分別為82.16和83.69%。相同處理下，隨著分解時間延長，30年生銀杏凋落葉的N釋放較10年生也更快。

試驗(yàn)期間，對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組處理下10年生銀杏凋落葉P剩余率在分解過程中均表現(xiàn)為前30 d急劇下降，后釋放緩慢。與對照相比，高摩爾分?jǐn)?shù)O3組P釋放速率在前120 d較慢(P<0.05)，分解結(jié)束時剩余率基本一致，分別為17.85%和17.55%。隨著分解時間的延長，30年生銀杏凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的P剩余率較對照組更低，在分解后期(120 d)，高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的P剩余率顯著更低(P<0.05)，分別為43.99%和27.80%。但在相同處理下，10年生銀杏凋落葉的P剩余率在各個時期較30年生均顯著更低(P<0.05)，表明隨著樹齡增加，P釋放速率降低。10年生銀杏凋落葉K元素的變化趨勢與P元素的變化基本一致，試驗(yàn)結(jié)束時高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的K剩余率較對照組略高2.65%。30年生銀杏凋落葉K元素的變化趨勢與10年生K元素的變化基本一致，試驗(yàn)結(jié)束時高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的K剩余率較對照組略高1.42%。在相同處理下，30年生銀杏凋落葉的K剩余率在分解各個時期較10年生均更低，結(jié)束時呈顯著差異(P<0.05)(圖4)。

與對照相比，10年生銀杏凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的木質(zhì)素剩余率更低(除第60天時基本持平外)，且第90和120天時表現(xiàn)為顯著降低(P<0.05)，分解結(jié)束時降低8.96%(圖4)。而30年生銀杏凋落葉木質(zhì)素分解動態(tài)與10年生不同，從分解期整體來看，除前分解前期(60 d)木質(zhì)素剩余率相差相對較大外，對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組銀杏凋落葉的木質(zhì)素剩余率相當(dāng)，分解結(jié)束時分別為56.46%和55.39%。在相同處理下，30年生銀杏凋落葉的木質(zhì)素剩余率在分解各個時期較10年生均更低，表明隨著樹齡增加，木質(zhì)素分解速率更快。

在分解過程中，2樹種可溶性糖分解初期迅速釋放。與對照相比，10年生銀杏凋落葉對高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的可溶性糖剩余率在分解前30 d更高(P<0.05)，隨著分解時間延長，差異不顯著，分解結(jié)束時略微高2.75%。從整體來看，30年生銀杏凋落葉除分解第60天時高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的可溶性糖剩余率顯著低于對照組外，其余時間點(diǎn)無顯著差異，分解結(jié)束時對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的可溶性糖剩余率分別為35.72%和17.18%。在相同處理下，30年生銀杏凋落葉的可溶性糖剩余率在分解后期與10年生的無明顯差異。與對照相比，10年生銀杏凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組總酚剩余率在前120 d顯著更低，分解結(jié)束時降低7.33%。與對照相比，30年生銀杏凋落葉高摩爾分?jǐn)?shù)O3組總酚剩余率在前30 d更高，隨著分解時間延長，其總酚釋放顯著加快，分解結(jié)束時降低11.64%(P<0.05)(圖4)。在相同處理下，30年生銀杏凋落葉的總酚剩余率較10年生更低，表明隨著樹齡增加，總酚分解速率更快。分解前30 d，對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組的10、30年生銀杏凋落葉的縮合單寧迅速釋放，隨后釋放較緩慢，差異不大。在相同處理下，不同樹齡銀杏凋落葉的總酚剩余率變化也不大。

圖4 高摩爾分?jǐn)?shù)O3下不同樹齡銀杏凋落葉的變化

從表3可以看到，分解期間，不同樹齡銀杏凋落葉干質(zhì)量殘留率與C、P、K、木質(zhì)素、可溶性糖及縮合單寧剩余率，w(C)∶w(N)比呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，O3熏蒸處理下，不同樹齡銀杏凋落葉干質(zhì)量殘留率與w(C)∶w(P)比呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)。表明C、P、木質(zhì)素、可溶性糖及縮合單寧剩余率，w(C)∶w(N)比越高，干質(zhì)量殘留率越高，分解速率越慢。w(C)∶w(P)比越大，分解速率越快。

表3 不同樹齡銀杏凋落葉分解過程中干質(zhì)量殘留率與其養(yǎng)分剩余率的相關(guān)性系數(shù)

4 結(jié)論與討論

凋落物分解主要受生物因子和非生物因子的影響，前期的快速質(zhì)量損失階段主要是非生物作用過程，為可溶成分[38]。高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸是一種強(qiáng)氧化脅迫，可能對凋落物分解過程產(chǎn)生一定程度的影響，促進(jìn)或延緩其分解速率。本研究中，在分解前30 d，O3熏蒸處理下凋落葉干質(zhì)量損失殘留率更大，說明升高O3摩爾分?jǐn)?shù)降低了不同樹齡銀杏凋落葉分解速率，這與之前的研究結(jié)果一致[15-16]。Baldantoni et al.[16]在O3摩爾分?jǐn)?shù)升高處理下對地中海地區(qū)冬青櫟分解影響發(fā)現(xiàn)，在180 d的分解期后，冬青櫟的分解速率降低了5%左右。在分解結(jié)束時，O3摩爾分?jǐn)?shù)升高處理下2種不同樹齡銀杏葉凋落物分解速率比對照顯著提高(P<0.05)。說明O3摩爾分?jǐn)?shù)升高加快銀杏凋落葉的分解速率，半衰期和分解95%的時間更短。這與Parsons et al.[36]研究結(jié)果一致，而蘇麗麗等[18]在OTC模擬環(huán)境中升高O3摩爾分?jǐn)?shù)對城市自然環(huán)境下生長的10年生蒙古櫟凋落葉進(jìn)行了150 d的分解試驗(yàn)，結(jié)果表明O3摩爾分?jǐn)?shù)升高未對蒙古櫟凋落葉的分解速率產(chǎn)生顯著影響，這可能與分解時間長短有關(guān)系。此外，O3對凋落物的影響程度與研究的O3摩爾分?jǐn)?shù)、熏蒸時間、樹種等差異有關(guān)[37]，沒有統(tǒng)一的響應(yīng)模式，相關(guān)問題仍需進(jìn)一步長期、深入的研究。

本研究中，在相同處理下，隨著銀杏樹齡的增大，其凋落葉分解速率加快。呂瑞恒等[26]對不同林齡油松針葉凋落物初期分解中也得出相似的結(jié)果。隨著林齡的增大，油松針葉凋落物年平均分解速率逐漸增大?；|(zhì)質(zhì)量是影響凋落物分解的內(nèi)在因素，特別是w(C)∶w(N)和w(木質(zhì)素)∶w(N)比，最能反映凋落物分解速率[38]。在本試驗(yàn)中，30年生銀杏凋落葉基質(zhì)質(zhì)量與10年生的多種元素之間都存在顯著差異(P<0.05)。雖然10年生銀杏凋落葉較30年生有更高的初始N質(zhì)量分?jǐn)?shù)，較低的w(C)∶w(N)及w(木質(zhì)素)∶w(N)比，可能分解速率更快，但同時較難分解的木質(zhì)素、總酚的質(zhì)量分?jǐn)?shù)也更高，這又抑制了其分解。因木質(zhì)素是凋落物中分解最慢的組分，控制著凋落物的分解速率，所以木質(zhì)素質(zhì)量分?jǐn)?shù)是預(yù)測凋落物分解的一個重要指標(biāo)。Berg et al.[39]研究認(rèn)為，凋落物質(zhì)量損失約30%之前主要是受N質(zhì)量分?jǐn)?shù)控制，而后則受木質(zhì)素或w(木質(zhì)素)∶w(N)比的控制。本研究中，分解前30天，10、30年生銀杏凋落葉的質(zhì)量損失分別為30.95%和37.68%，而后受木質(zhì)素質(zhì)量分?jǐn)?shù)等影響，10年生銀杏凋落葉分解較30年生更慢。

凋落物在分解過程中元素發(fā)生遷移，分解過程中養(yǎng)分元素的淋溶、富集與釋放有明顯的階段性特征，不同樹種因化學(xué)組成和基質(zhì)質(zhì)量不同，養(yǎng)分固定和釋放模式有所差異[40]。高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸通過對凋落物分解的直接作用和間接作用而影響到城市森林生態(tài)系統(tǒng)的養(yǎng)分循環(huán)、C儲量以及土壤與大氣間的碳通量[18，35]。C是凋落葉的主要成分，約占40%～50%。一般情況下，隨著分解的進(jìn)行，凋落物的殘留量會逐漸減少，C釋放，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)逐漸降低。本研究中，不同樹齡銀杏凋落葉在相同環(huán)境分解下均呈釋放趨勢，且隨著樹齡增加，C剩余率越低。在分解中后期，高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸環(huán)境促進(jìn)了10、30年生銀杏凋落葉的C的釋放速率。這與Fu et al.[41]的研究結(jié)果一致，與Baldantoni et al.[16]、蘇麗麗等[18]的研究結(jié)果不一致。Baldantoni et al.[26]研究表明，高摩爾分?jǐn)?shù)O3在凋落物分解期間顯著降低C的損失速率，提高了w(C)∶w(N)，因此減緩了凋落物的分解速率。這可能與研究對象的樹種差異有關(guān)。

許多研究表明，凋落物底物中初始N質(zhì)量分?jǐn)?shù)能滿足微生物分解者對N的需求時分解速率較快，反之則分解較慢[42]。但是釋放與富集臨界值因不同的樹種、分解環(huán)境等相差較大[43]。本研究中，10年生銀杏凋落葉的初始N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為12.72 mg·g-1，顯著高于30年生的10.02 mg·g-1，但相同處理下，30年生銀杏凋落葉分解速率較10年生更快，可能與分解時間較短(150 d)有關(guān)，主要受非生物因子影響。在試驗(yàn)期間，對照組和高摩爾分?jǐn)?shù)O3組N元素動態(tài)變化無明顯規(guī)律，但整體呈現(xiàn)凈釋放趨勢，與之前研究的釋放區(qū)間基本相同。說明O3摩爾分?jǐn)?shù)升高環(huán)境對銀杏凋落葉分解N動態(tài)無明顯影響。Baldantoni et al.[16]對冬青櫟的研究中也發(fā)現(xiàn)O3熏蒸對N動態(tài)無顯著影響。

凋落物中P質(zhì)量分?jǐn)?shù)高低也是制約其分解的重要因子之一[44]。研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)?shù)蚵淙~初始P質(zhì)量分?jǐn)?shù)很低時，分解過程中P一般先富集；而初始P質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高時，分解初期會迅速下降，而后基本保持不變，某些樹種則有一定的上升趨勢[45]。Gosz et al.[46]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)w(C)∶w(P)<480時，P凈釋放。本研究中，10年生銀杏凋落葉的初始P質(zhì)量分?jǐn)?shù)遠(yuǎn)高于30年生的1.60 mg·g-1。因此，在分解前30 d，10年生銀杏凋落葉的P元素迅速大量釋放，隨后變化較小，表面隨著銀杏樹齡增加，P的釋放速率降低。相關(guān)性分析表明，不同樹齡銀杏凋落葉干質(zhì)量殘留率與w(C):w(P)比呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)(表3)，說明w(C)∶w(P)比越大，分解速率越快，這與本研究的結(jié)果一致。與對照相比，O3摩爾分?jǐn)?shù)升高環(huán)境下10年生銀杏在分解前120 d顯著抑制了P的釋放，而30年生的銀杏在分解前30 d延緩了P的釋放，隨后促進(jìn)其釋放，分解結(jié)束時顯著增加16.19%。表明高摩爾分?jǐn)?shù)O3在分解初期(30～120 d)延緩了P素的釋放，隨后促進(jìn)了P素的釋放。這與蘇麗麗等[18]的研究結(jié)果一致。

研究結(jié)果表明，K元素在凋落物分解早期就快速淋溶，表現(xiàn)為一直釋放[47]。在本研究中，不同樹齡銀杏凋落葉K元素在分解前30 d即迅速釋放，表現(xiàn)為凈釋放，隨后釋放速率較慢。O3摩爾分?jǐn)?shù)升高處理下K的釋放速率略慢，但不顯著。

木質(zhì)素結(jié)構(gòu)不僅復(fù)雜，且含量較高，是凋落物中最難分解的成分。木質(zhì)素含量高低是預(yù)測凋落物分解速率的一個重要指標(biāo)[38]。酚類和單寧類是植物抵抗逆境環(huán)境下產(chǎn)生的次生代謝物。本研究中，30年生銀杏凋落葉的木質(zhì)素、總酚、縮合單寧質(zhì)量分?jǐn)?shù)顯著低于10年生，所以分解速率更快。本分解試驗(yàn)中，分解結(jié)束時，高摩爾分?jǐn)?shù)O3熏蒸處理促進(jìn)了2種樹齡銀杏凋落葉木質(zhì)素、總酚、縮合單寧的分解，表明O3摩爾分?jǐn)?shù)升高可能促進(jìn)銀杏凋落葉的分解。這與我們之前的研究結(jié)果一致[41]。Liu et al.[15]對顫楊(Populustremuloides)研究表明，O3摩爾分?jǐn)?shù)升高增加了植物葉片縮合單寧和可溶性酚類的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，因此分解速率減低。但也有研究認(rèn)為高摩爾分?jǐn)?shù)O3對樹木體內(nèi)酚類物質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)沒有影響[48]。

經(jīng)過150 d的OTCs模擬分解試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，分解結(jié)束時，O3摩爾分?jǐn)?shù)升高促進(jìn)銀杏凋落葉分解速率。在O3處理下，2種樹齡銀杏凋落葉的C、木質(zhì)素、總酚、縮合單寧剩余率更低，能很好的解釋分解速率的變化趨勢。O3熏蒸下銀杏凋落葉分解速率加快主要由葉片內(nèi)元素動態(tài)變化引起。相同處理下，10年生銀杏凋落葉的P釋放較30年生顯著更快，這可能與30年生銀杏凋落葉初始P質(zhì)量分?jǐn)?shù)較低有關(guān)。隨著樹齡增加，銀杏凋落葉分解速率加快。O3摩爾分?jǐn)?shù)升高可能改變城市森林凋落物的分解速率和養(yǎng)分變化，這對于我們理解全球氣候變化下城市森林生態(tài)系統(tǒng)C儲量和排放過程起到積極作用。隨著大多數(shù)城市O3污染成為主要污染物，應(yīng)進(jìn)一步長期、深入加強(qiáng)O3摩爾分?jǐn)?shù)升高對城市主要樹種(包括不同樹齡、混合凋落物等)的養(yǎng)分循環(huán)和可持續(xù)研究。