宋思意,呂思揚(yáng),邱嶺軍,王馨逸,涂利華,*

1 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院,長(zhǎng)江上游森林資源保育與生態(tài)安全國(guó)家林業(yè)和草原局重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,成都 611130

2 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院,長(zhǎng)江上游林業(yè)生態(tài)工程四川省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,成都 611130

3 中國(guó)共產(chǎn)黨青神縣委員會(huì),眉山 620000

4 四川省眉山市東坡區(qū)岷江現(xiàn)代農(nóng)業(yè)示范園區(qū)管理委員會(huì),眉山 620000

過去幾十年,由于人口快速增長(zhǎng)、化石燃料的大量燃燒和氮肥過量使用導(dǎo)致向大氣輸入的活性氮急劇增加,同時(shí),通過氮沉降的方式向輸入陸地的外源活性氮也相應(yīng)增加,這強(qiáng)烈改變了陸地生態(tài)系統(tǒng)N循環(huán)模式,可能最終會(huì)改變陸地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能[1]。中國(guó)全球氮沉降三氮沉降區(qū)之一,當(dāng)前的大氣平均氮沉降速率遠(yuǎn)高于全球氮臨界負(fù)荷水平,氮沉降區(qū)域逐漸從溫帶向熱帶亞熱帶擴(kuò)展[2]。持續(xù)增加的氮沉降導(dǎo)致熱帶亞熱帶森林土壤趨近氮飽和狀況,引發(fā)的生態(tài)環(huán)境變化和生物多樣性等問題成為生態(tài)學(xué)家持續(xù)關(guān)注的熱點(diǎn)問題。

土壤氮礦化作用是指土壤有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為無機(jī)氮的過程[3]。氮礦化是森林生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)的重要環(huán)節(jié)之一,影響著氮素生物地球化學(xué)循環(huán)和生態(tài)系統(tǒng)功能。森林植物所獲取的氮素大部分來自土壤[4],而土壤中的絕大部分氮素需經(jīng)土壤微生物或動(dòng)物的分解作用轉(zhuǎn)化為無機(jī)態(tài)氮,即氮礦化過程,才可以被植物吸收利用。目前,眾多模擬氮沉降對(duì)土壤氮礦化的影響還沒有統(tǒng)一定論,多數(shù)研究表明,森林土壤氮礦化速率隨氮沉降量增加而增加；而部分研究發(fā)現(xiàn),土壤氮礦化速率先增加后降低,呈n型,在模擬氮沉降的初期快速增加到達(dá)峰值后開始緩慢降低并逐漸接近對(duì)照組水平[5],即森林土壤氮礦化速率并不隨氮沉降增加而持續(xù)性加快,兩者并非簡(jiǎn)單的線性正相關(guān)關(guān)系[6]。氮沉降的增加不會(huì)持續(xù)加快氮礦化速率的主要原因是：一方面氮沉降的增加改變了土壤有機(jī)質(zhì)的結(jié)構(gòu),減少了土壤微生物分解作用所產(chǎn)生的腐殖質(zhì)酶量,使土壤氮礦化相關(guān)酶活性降低[7—8],另一方面氮沉降的增加使得土壤酸化,土壤氮素淋溶作用增強(qiáng),導(dǎo)致土壤有效氮流失,最終導(dǎo)致土壤氮礦化速率降低。

土壤酶是指土壤中能夠催化土壤有機(jī)物質(zhì)的合成與分解反應(yīng),促使土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化的一類物質(zhì),大多數(shù)土壤酶都是特殊的蛋白質(zhì)類化合物[9]。前人研究發(fā)現(xiàn),氮沉降對(duì)不同生態(tài)系統(tǒng)中土壤酶活性影響不同[10]。氮沉降對(duì)森林土壤酶活性的影響取決于氮沉降水平、土壤類型、土壤養(yǎng)分、土壤通氣性、酶的種類等多種因素[2]。現(xiàn)有研究表明,氮沉降對(duì)森林土壤酶活性的影響機(jī)制主要有3方面：(1)氮沉降改變土壤pH值,影響土壤酶參與反應(yīng)時(shí)的pH值區(qū)間,從而影響森林土壤酶活性；(2)氮沉降通過影響土壤中可利用的養(yǎng)分的種類和含量,來影響森林土壤酶活性；(3)氮沉降通過改變森林凋落物的輸入來影響森林土壤酶活性。土壤氮轉(zhuǎn)化酶是具有特殊生物催化能力的蛋白質(zhì),能促進(jìn)有機(jī)氮轉(zhuǎn)化成植物能直接利用的有效氮[1],因此氮轉(zhuǎn)化酶是限制森林生產(chǎn)力的重要因素。土壤脲酶、蛋白酶、硝酸還原酶等氮轉(zhuǎn)化酶活性與土壤氮礦化速率以及土壤硝化、反硝化和氨的揮發(fā)速率相關(guān)[2—3]。不同森林群落,凋落物基質(zhì)質(zhì)量、腐殖質(zhì)形態(tài)、根系系統(tǒng)和吸收營(yíng)養(yǎng)方式都存在很大差異[4—6],這些因素可能影響不同森土壤氮轉(zhuǎn)化酶活性,進(jìn)而影響土壤氮循環(huán)[7]。

課題組以往研究表明,“華西雨屏”區(qū)由于區(qū)位、地形等原因,其年均氮濕沉降量高達(dá)95 kg N hm-2a-1,處于中國(guó)最高水平。并且由于氮沉降的空間異質(zhì)性,該區(qū)域未來幾十年氮沉降仍將處于極高水平。本研究樣地位于華西雨屏區(qū)中心地帶, 氣候?qū)賮啛釒駶?rùn)季風(fēng)型山地氣候,年均氣溫為 16.2 ℃,常年雨水充沛。試驗(yàn)樣地自2014年起已經(jīng)進(jìn)行7年施氮處理,長(zhǎng)期性外源氮添加使得該森林生態(tài)系統(tǒng)出現(xiàn)根下層土壤硝態(tài)氮淋溶等氮飽和特征[11]。

土壤深度對(duì)土壤氮礦化作用及土壤酶活性的影響不容忽視。研究發(fā)現(xiàn),0—120 cm 范圍內(nèi)不同土壤深度的土壤氮礦化速率明顯不同[12]。森林土壤氮礦化速率和土壤酶活性受多種因素的影響,土壤深度往往間接作用于這些因素,從而影響土壤氮礦化速率和土壤酶活性。在森林土壤中,無機(jī)氮的垂直移動(dòng)速率較快,因此大氣氮沉降極有可能對(duì)下層森林土壤造成較大影響,但目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于大氣氮沉降對(duì)森林土壤氮循環(huán)過程的研究,多集中在表層土壤。基于以上認(rèn)識(shí),本研究——華西雨屏區(qū)常綠闊葉林不同深度土壤氮礦化及相關(guān)土壤酶活性對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng),通過模擬在大氣氮沉降增加情景下,研究不同深度土壤氮礦化速率及氮循環(huán)相關(guān)酶活性對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng)及其機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于四川省雅安市雨城區(qū)碧峰峽(103°00′E,30°04′N),該地區(qū)氣候溫和濕潤(rùn),屬亞熱帶濕潤(rùn)季風(fēng)型山地氣候,年均氣溫為16.2℃。日照時(shí)間1040 h,全年太陽輻射總量3640 MJ/cm2。年均降水量、年蒸發(fā)量分別為1772 mm、1011 mm,全年相對(duì)濕度在 80%左右。試驗(yàn)地為碧峰峽自然保護(hù)區(qū)千家山林班,為亞熱帶濕性常綠闊葉次生林,海拔約1026 m,土壤類型為山地黃壤,土壤厚度大于60 cm,研究區(qū)內(nèi)林地條件基本一致。主要樹種有木荷(Schimasuperba)、紅淡比(Cleyerajaponica)、木姜子(Litseacubeba)、總狀山礬(Symplocosbotryantha)、四川山礬(Symplocossetchuensis)、栲(Castanopsisfargesii)、細(xì)枝柃(Euryaloquaiana)、白櫟(Quercusfabri)、杉木(Cunninghamialanceolata)等。

1.2 樣地設(shè)置與N添加處理

2013 年 11 月,根據(jù)典型性和代表性原則在四川碧峰峽自然保護(hù)區(qū)千家山林班設(shè)置 12 塊 20 m×20 m 的樣地。用硝酸銨(NH4NO3)模擬氮沉降處理,共設(shè)對(duì)照(CK,+0 g N hm-2a-1)、低氮(LN,+5 g N hm-2a-1)、高氮(HN,+15 g N hm-2a-1)3 個(gè) 氮添加水平,3種處理各4個(gè)重復(fù)。年施用量均分成12 等份。于2014年1月開始,每月下旬進(jìn)行定量模擬N沉降處理,將各樣地所需 NH4NO3溶解在10 L清水中,用噴霧器在樣地中來回均勻噴灑,CK噴灑等量清水,對(duì)照和處理所用清水均取自同一位置的山間溪水。2017年起,用NH4Cl和NaNO3混合物代替NH4NO3施肥處理。

1.3 樣品采集與培養(yǎng)

于2019年7月進(jìn)行采樣。為保證土壤樣品具有代表性,在每塊樣地中隨機(jī)選取6個(gè)采樣點(diǎn),每個(gè)采樣點(diǎn)用土鉆取樣,按0—15 cm(上層)、15—30 cm(中層)、30—45 cm(下層)將土壤分層采樣。將土壤編號(hào)后快速帶回實(shí)驗(yàn)室。

1.4 指標(biāo)測(cè)定

測(cè)定的土壤酶有：脲酶、蛋白酶、過氧化氫酶和硝酸還原酶。分別采用鄰苯三酚(C6H6O3)比色法[14]、加勒斯江比色法、高錳酸鉀滴定法測(cè)定。硝酸還原酶利用硝酸鉀為底物,厭氧條件下30 ℃恒溫培養(yǎng)24 h,硝態(tài)氮還原為亞硝態(tài)氮,產(chǎn)生的亞硝酸根與顯色劑反應(yīng),520nm處比色測(cè)定酶促反應(yīng)后生成的亞硝態(tài)氮的量,從而表征硝酸還原酶的活性[15]。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

土壤氮礦化速率相關(guān)計(jì)算公式為:

N1=[Nt(a+b)-Nt-1(a+b) ]/n

N2=[Nt(b) -Nt-1(b)]/n

N3=[Nt(a) -Nt-1(a)/n

式中,N1：土壤凈氮礦化速率(mg kg-1d-1)；N2：土壤凈氮硝化速率(mg kg-1d-1)；N3：土壤凈氮氨化速率(mg kg-1d-1)；Nt：培養(yǎng) 60 天后銨態(tài)氮和硝態(tài)氮,Nt-1：培養(yǎng)前銨態(tài)氮和硝態(tài)氮；n:培養(yǎng)天數(shù)；a：銨態(tài)氮含量(mg/kg)；b：硝態(tài)氮含量(mg/kg)。

用 Excel 2007(Microsoft Corp. Redmond, USA)對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行整理、均值計(jì)算,用SPSS 20.0(IBM SPSS Inc. Chicago, USA)進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析。利用雙因素方差分析不同氮處理、不同土壤深度對(duì)土壤生化特性各指標(biāo)的影響。利用 Pearson 相關(guān)分析對(duì)各指標(biāo)進(jìn)行相關(guān)性分析。利用Origin 2018 (Electronic Arts Inc, USA) 進(jìn)行繪圖。統(tǒng)計(jì)顯著水平設(shè)置為α=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤TOC

在同一氮處理水平下,土壤TOC含量隨土壤深度的增加而減少,表現(xiàn)為上層>中層>下層,三層土壤TOC含量之間有顯著差異。在同一土壤深度下,相較于CK,LN處理降低了土壤TOC含量,HN處理則增加了土壤TOC含量,但影響均不顯著。氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖1)。

2.2 土壤TN

在同一氮處理水平下,土壤TN含量隨土壤深度的增加而減少,表現(xiàn)為上層>中層>下層,三層土壤TN含量之間有極顯著差異。在同一土壤深度下,氮沉降處理對(duì)土壤TN含量無顯著影響；氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖1)。

2.3 土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮

在同一氮處理水平下,恒溫培養(yǎng)前的土壤硝態(tài)氮含量隨土壤深度的增加而減少,表現(xiàn)為上層>中層>下層；在同一土壤深度下,土壤硝態(tài)氮含量隨施氮處理的增加而增加,表現(xiàn)為HN>LN>CK,氮沉降處理對(duì)土壤硝態(tài)氮含量有顯著影響,但不同土壤深度對(duì)土壤硝態(tài)氮含量無顯著影響,兩者之間交互效應(yīng)不顯著。在同一氮處理水平下,恒溫培養(yǎng)后的土壤硝態(tài)氮含量整體上隨土壤深度的增加而減少,表現(xiàn)為上層>中層>下層,但在CK處理下,中層較上層、下層分別增加了135%、474%,在LN、HN處理下,上層則遠(yuǎn)高于中層、下層,三層土壤硝態(tài)氮含量之間有極顯著差異；在同一土壤深度下,上層、下層土壤硝態(tài)氮含量均表現(xiàn)為L(zhǎng)N>CK>HN, 中層土壤則表現(xiàn)為CK>HN>LN,氮沉降處理對(duì)土壤硝態(tài)氮含量影響極顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)極顯著(圖1)。

圖1 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤碳、氮組分的影響

在同一氮處理水平下,恒溫培養(yǎng)前的土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為上層>下層>中層,土壤深度對(duì)土壤銨態(tài)氮含量的影響極顯著；在同一土壤深度下,土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為HN>LN>CK,氮沉降處理對(duì)土壤銨態(tài)氮含量影響極顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著。在同一氮處理水平下,恒溫培養(yǎng)后的土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為上層>下層>中層,土壤深度對(duì)土壤銨態(tài)氮含量的影響不顯著；在同一土壤深度下,土壤銨態(tài)氮含量表現(xiàn)為HN>CK>LN,氮沉降處理對(duì)土壤銨態(tài)氮含量影響不顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖1)。

2.4 不同深度土壤氮礦化

在同一氮處理水平下,土壤凈氮硝化速率整體上大致隨土壤深度增加而減緩,表現(xiàn)為上層>中層>下層,但在CK處理下則表現(xiàn)為中層>上層>下層,不同土壤深度土壤凈氮硝化速率之間差異顯著。A、C兩層土壤土壤凈氮硝化速率表現(xiàn)為L(zhǎng)N>CK>HN, LN處理促進(jìn)了表層和深層土壤凈氮硝化速率,HN處理則抑制了表層和深層土壤凈氮硝化速率,中層土壤異于A、C兩層土壤,其土壤凈氮硝化速率表現(xiàn)為CK>LN>HN,氮沉降處理對(duì)土壤凈氮硝化速率影響顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)極顯著(圖2)。

圖2 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤凈氮硝化、氨化、礦化速率的影響

在同一氮處理水平下,土壤凈氮氨化速率隨土壤深度增加而減緩,表現(xiàn)為上層>中層>下層,不同土壤深度土壤凈氮氨化速率之間差異不顯著。在同一土壤深度下,土壤凈氮氨化速率表現(xiàn)為CK>HN>LN,氮沉降處理抑制了土壤凈氮氨化速率,LN處理對(duì)土壤凈氮氨化速率抑制效果強(qiáng),土壤凈氮氨化速率在高氮處理與自然狀態(tài)下差別不大,氮沉降處理對(duì)土壤凈氮氨化速率影響不顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖2)。

CK處理下,土壤氮礦化速率表現(xiàn)為中層>上層>下層, LN處理下表現(xiàn)為上層>下層>中層, HN處理下則表現(xiàn)為上層>中層>下層,三種施氮處理下土壤礦化速率隨土壤深度的變化不同, LN處理下中層土壤氮礦化速率受到明顯抑制作用,HN處理下中層和下層土壤氮礦化速率均受抑制,不同土壤深度對(duì)土壤氮礦化速率影響顯著。在同一土壤深度下,氮處理降低了土壤氮礦化速率, 中層土壤中,HN處理下土壤氮礦化速率較CK處理下降低了196%,氮沉降處理對(duì)土壤氮礦化速率影響極顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)極顯著(圖2)。

2.5 不同深度土壤酶活性

在同一氮處理水平下,土壤脲酶活性隨土壤深度的增加而降低,表現(xiàn)為下層<中層<上層,不同土壤深度對(duì)土壤脲酶活性影響極顯著。在同一土壤深度下,土壤脲酶活性隨氮添加的增多而增強(qiáng),表現(xiàn)為HN>LN>CK,氮沉降處理對(duì)土壤脲酶活性影響極顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)極顯著(圖3)。

圖3 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤酶活性的影響

在同一氮處理水平下,土壤硝酸還原酶活性隨土壤深度增加而降低,表現(xiàn)為下層<中層<上層,不同土壤深度對(duì)土壤硝酸還原酶活性影響極顯著。在同一土壤深度下,土壤硝酸還原酶活性隨氮添加增多而降低,表現(xiàn)為CK>LN>HN,氮沉降處理對(duì)土壤硝酸還原酶活性影響顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖3)。

在CK處理下,土壤蛋白酶活性表現(xiàn)為中層>上層>下層, LN處理下表現(xiàn)為上層>下層>中層, HN處理下則表現(xiàn)為上層>中層>下層,不同土壤深度對(duì)土壤蛋白酶活性影響不顯著。上層土壤中土壤蛋白酶活性表現(xiàn)為HN>LN>CK,中層土壤中表現(xiàn)為CK>HN>LN,下層土壤中表現(xiàn)為L(zhǎng)N>CK>HN,氮沉降處理對(duì)土壤蛋白酶活性影響不顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖3)。

在同一氮處理水平下,土壤過氧化氫酶活性隨土壤深度的加深而降低,表現(xiàn)為上層>中層>下層,不同土壤深度對(duì)土壤過氧化氫酶活性影響極顯著。在同一土壤深度,氮沉降處理對(duì)土壤過氧化氫酶活性的影響不顯著,氮沉降處理和土壤深度的交互效應(yīng)不顯著(圖3)。

2.6 土壤酶活性與土壤氮礦化速率之間的相關(guān)性

相關(guān)性分析結(jié)果表明(表1),下層土壤中,凈氮硝化速率、凈氮礦化速率均與蛋白酶活性呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系。上、中兩層土壤中并未表現(xiàn)出上述相關(guān)系。三層土壤中,其他三種酶活性與氮礦化速率之間相關(guān)性并不顯著。

表1 土壤酶活性和土壤氮礦化速率之間的相關(guān)性分析結(jié)果(r值)

3 討論

3.1 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤TOC、TN、硝態(tài)氮、銨態(tài)氮的影響

本研究結(jié)果顯示,在CK處理下,上層土壤TOC含量為(30.51±2.26) g/kg,與四川相似林分研究中土壤TOC含量大致相同[16—18],高于北京延慶區(qū)松山自然保護(hù)區(qū)森林土壤TOC含量(27.42 g/kg)[19]、贛南生態(tài)林土壤TOC含量(16.47g/kg)[20]。本研究發(fā)現(xiàn),土壤TOC隨土層深度增加顯著降低,HN處理顯著增加了各層土壤TOC含量, HN處理下,三層土壤TOC含量均值為28.22 g/kg,LN處理下為18.18 g/kg,CK處理下則為20.75 g/kg。土壤TOC含量主要取決于土壤TOC輸入與輸出間的平衡[21],外源氮添加抑制了土壤中木質(zhì)素的分解、土壤呼吸等利于土壤碳排放的路徑,導(dǎo)致HN處理下土壤TOC含量顯著增加[22]。因此,施氮增加TOC的原因可能是：(1)施氮促進(jìn)了Mn流失,導(dǎo)致Mn生物可利用性降低,從而抑制了錳過氧化物酶活性,最終抑制木質(zhì)素的降解；凋落物分解受到抑制[23]。(2)施氮可以穩(wěn)定異養(yǎng)呼吸,增強(qiáng)其對(duì)微生物分解的抵抗力,將部分無機(jī)氮納入異養(yǎng)呼吸,形成一些頑固化合物,同時(shí)對(duì)土壤微生物生物量產(chǎn)生負(fù)面影響,最終導(dǎo)致土壤呼吸受到抑制[24]。

土壤TN含量在土壤層中是處于動(dòng)態(tài)變化之中的,土壤TN含量的增減與土壤中氮元素的積累與消耗密切相關(guān),土壤有機(jī)質(zhì)的積累與分解作用是影響TN含量的主要因素[25—26]。本研究樣地所在的次生常綠闊葉林,其上層土壤TN含量均值在自然狀態(tài)下為(5.13±0.09) g/kg,與瓦屋山次生常綠闊葉林研究中0—10cm腐殖質(zhì)層土壤TN含量測(cè)量值(5.93 g/kg)近似[24]。本研究中,同一外源氮添加條件下,土壤TN含量隨土壤深度的加深而減少?？赡軝C(jī)制是：(1)本研究樣地屬于亞熱帶濕性次生常綠闊葉林,林地內(nèi)多年生木本植物眾多,表層土壤森林凋落物輸入量大,而凋落物分解產(chǎn)生的有機(jī)質(zhì)難以混入下層土壤[20]；(2)隨著土壤深度的加深,參與土壤有機(jī)質(zhì)生化反應(yīng)過程的土壤微生物與土壤動(dòng)物數(shù)量往往會(huì)急劇下降[27—28]。本研究還發(fā)現(xiàn)。模擬氮沉降處理下上層、中層TN有增加趨勢(shì),但差異未達(dá)統(tǒng)計(jì)顯著水平,與該樣地氮沉降處理初期[29]試驗(yàn)結(jié)果相似,究其原因可能是模擬氮沉降并未改變?cè)摌拥氐牡蚵湮镙斎肓俊Ｒ虼?無機(jī)氮的增加并未引起土壤有機(jī)氮的大量增加,而多余的無機(jī)氮又較容易隨水淋溶或通過反硝化過程而損失。

本研究中,在同一外源氮添加條件下,室內(nèi)恒溫培養(yǎng)前、后土壤硝態(tài)氮、銨態(tài)氮含量均隨土壤深度增加而減少。研究發(fā)現(xiàn),土壤深度對(duì)培養(yǎng)后土壤硝態(tài)氮和培養(yǎng)前土壤銨態(tài)氮的含量影響較為顯著,造成下層土壤有效氮含量較低的原因可能是隨著土壤深度加深,下層土壤微生物和土壤動(dòng)物含量減少[30—31],對(duì)土壤氮元素的轉(zhuǎn)化速率減慢。模擬氮沉降對(duì)培養(yǎng)后土壤硝態(tài)氮和培養(yǎng)前土壤銨態(tài)氮的含量均有顯著影響。培養(yǎng)前土壤銨態(tài)氮的含量隨外源氮添加含量的增加而增加,與孫宇等[32]在碧峰峽次生常綠闊葉林的研究結(jié)果一致,外源氮添加以直接或間接的方式使土壤無機(jī)氮含量增加。培養(yǎng)后土壤硝態(tài)氮含量則表現(xiàn)為低氮條件下促進(jìn),高氮條件下抑制的現(xiàn)象,推測(cè)其原因可能是,本試驗(yàn)樣地地處四川盆地西部邊緣,受東南季風(fēng)和地勢(shì)的影響,常年多雨,長(zhǎng)期高氮的施加造成大量土壤硝態(tài)氮淋溶流失,加速了土壤硝態(tài)氮的氣態(tài)損失過程,最終導(dǎo)致高氮條件抑制土壤硝態(tài)氮含量。

3.2 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤氮礦化的影響

本研究中礦化作用產(chǎn)生的土壤銨態(tài)氮的含量略高于土壤硝態(tài)氮含量,該次生常綠闊葉林無機(jī)氮的更多以銨態(tài)氮的形式存在。土壤凈氮氨化速率對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng)呈現(xiàn)出與銨態(tài)氮變化相似的特點(diǎn)。在同一外源氮添加條件下,下層土壤凈氮氨化速率明顯低于上層土壤氨化速率,但下層土壤凈氮氨化速率高于中層土壤,主要原因可能是,本試驗(yàn)樣地有長(zhǎng)達(dá)7年的持續(xù)施氮過程,且樣地地處四川盆地西部的華西雨屏區(qū),常年雨水充沛,導(dǎo)致施加的氮元素隨著雨水淋溶到更深層的土壤,導(dǎo)致下層土壤凈氮氨化速率高于中層土壤,甚至接近表層土壤。

土壤凈氮硝化速率對(duì)模擬氮沉降的響應(yīng)呈現(xiàn)出與硝態(tài)氮變化相似的特點(diǎn)。土壤凈氮硝化速率在三種氮處理下的表現(xiàn)情況各有不同,CK處理下,中層土壤的凈氮硝化速率遠(yuǎn)高于上層土壤與下層土壤,LN處理下則表現(xiàn)出與土壤凈氮氨化速率相同的規(guī)律,HN處理下,土壤凈氮硝化速率隨土壤深度加深而降低。三個(gè)土層的不同響應(yīng)趨勢(shì),其原因可能試驗(yàn)中是氮添加處理中反硝化作用增強(qiáng)導(dǎo)致的,這一點(diǎn)在課題組近期試驗(yàn)中被觀察到。本試驗(yàn)中,土壤凈氮礦化速率隨著土壤深度的加深顯著降低,說明該樣地中可供礦化反應(yīng)的土壤有效氮仍然大量存在于土壤表層[33—34],而深層土壤氮礦化速率仍然受到土壤微生物和土壤動(dòng)物的數(shù)量、凋落物輸入量、土壤氮礦化相關(guān)酶活性等多種因素的限制[35—37]

本研究中,模擬氮沉降顯著抑制了土壤凈氮礦化速率,這與大多數(shù)前人研究所得出的外源氮添加會(huì)促進(jìn)土壤氮礦化速率結(jié)果不同[32]。森林土壤氮除進(jìn)行礦化作用外,還進(jìn)行腐殖化過程,后者又被稱作礦化氮的固持作用[38],外源氮添加對(duì)土壤氮有激發(fā)效應(yīng),正效應(yīng)為礦化,負(fù)效應(yīng)為固定[39],推測(cè)造成本研究中土壤凈氮礦化速率受抑制原因,可能是外源氮添加條件下兩個(gè)過程間相互制約的結(jié)果。肖銀龍等人于2013年在華西雨屏區(qū)苦竹林模擬氮沉降試驗(yàn)表明,外源添加氮顯著促進(jìn)了苦竹林土壤凈氮硝化速率,與該試驗(yàn)僅進(jìn)行了2年施氮處理不同的是,本試驗(yàn)樣地已經(jīng)進(jìn)行了長(zhǎng)達(dá)7年的施氮處理,據(jù)此推測(cè),長(zhǎng)期性外源氮添加使得森林生態(tài)系統(tǒng)處于氮飽和狀態(tài),氮飽和狀態(tài)下會(huì)抑制森林土壤氮礦化過程。徐星凱等人在長(zhǎng)白山闊葉紅松林進(jìn)行了時(shí)長(zhǎng)3年的模擬氮沉降試驗(yàn),結(jié)果表明,隨著施氮時(shí)間的延長(zhǎng),模擬氮沉降對(duì)土壤凈氮礦化速率的促進(jìn)作用明顯減弱。程奕等人通過模擬施氮試驗(yàn),研究森林生態(tài)系統(tǒng)土壤全氮轉(zhuǎn)化對(duì)氮沉降的響應(yīng),在較寬的背景氮沉積速率范圍內(nèi)進(jìn)行了模擬加氮實(shí)驗(yàn),結(jié)果表明,氮沉降能深刻地改變土壤氮素轉(zhuǎn)化過程和森林生態(tài)系統(tǒng)的長(zhǎng)期生產(chǎn)力[40]。該試驗(yàn)首次發(fā)現(xiàn),隨著背景氮沉積速率的增加,氮礦化、硝化和硝態(tài)氮固定化的總速率對(duì)實(shí)驗(yàn)氮添加量的響應(yīng)由正變?yōu)樨?fù),其閾值分別為3.23、6.02、1.90 kg N hm-2a-1,高于此值,施氮量對(duì)三種總氮轉(zhuǎn)化速率均有負(fù)效應(yīng),礦化速率、硝化速率和硝態(tài)氮固定化速率可表觀背景氮沉降[40]。在未來氮沉降情景下,應(yīng)將背景氮沉降速率納入生態(tài)系統(tǒng)模型,以更好地預(yù)測(cè)森林生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)[40]。

關(guān)于森林土壤氮礦化率的研究表明,模擬氮沉降可以增加、減少或不影響氮礦化率[40],當(dāng)森林接近氮飽和時(shí),土壤氮礦化可被氮沉積抑制[7,41—42]?？赡艿慕忉屖歉迟|(zhì)降解酶活性的抑制[43]和土壤有機(jī)質(zhì)中化學(xué)鍵結(jié)構(gòu)的改變是由于長(zhǎng)期的高氮沉積速率,這些反過來又降低了細(xì)胞外分解代謝酶的有效性[7]。因此,高氮富集條件通過改變微生物種群規(guī)模、微生物群落結(jié)構(gòu)、酶活性和生存策略抑制微生物分解,并最終減少氮礦化[7,42]。

3.3 模擬氮沉降對(duì)不同深度土壤酶活性的影響

本研究中,模擬氮沉降對(duì)土壤脲酶活性的促進(jìn)作用極顯著,三層土壤中,脲酶活性均隨氮添加的增多而增強(qiáng),對(duì)土壤氮礦化作用有極大影響,在前人研究中,大多數(shù)結(jié)果表明土壤氮礦化作用與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)關(guān)系[44—45],但本實(shí)驗(yàn)中,土壤脲酶的活性雖增強(qiáng),但土壤氮礦化速率受到抑制,其原因可能是,影響土壤氮礦化作用的因素不止脲酶活性,硝酸還原酶活性的降低等因素對(duì)其抑制作用強(qiáng)于脲酶的促進(jìn)作用[46],最終呈現(xiàn)出模擬氮沉降抑制土壤氮礦化速率,因此,對(duì)影響土壤氮礦化速率因素的研究應(yīng)該擴(kuò)大范圍,更加深入。

本研究中,模擬氮沉降顯著抑制了土壤硝酸還原酶活性,與前人研究結(jié)果相同[10,47],三層土壤均呈現(xiàn)出相同規(guī)律。硝酸還原酶是影響酸性土壤發(fā)生反硝化作用的主要酶,能夠促使土壤中的硝酸根離子轉(zhuǎn)變?yōu)閬喯跛岣x子。亞硝酸根離子是土壤硝化作用的主要原料,土壤硝酸還原酶受到外源氮添加的抑制,導(dǎo)致參與土壤硝化作用亞硝酸根離子減少,土壤硝化速率降低,與上述結(jié)果一致。因此,模擬氮沉降使得硝酸還原酶活性受到抑制,可能是導(dǎo)致外源氮添加抑制土壤氮礦化速率的原因之一。

土壤深度對(duì)酶活性的影響,均呈現(xiàn)出隨土壤深度加深,酶活性減弱現(xiàn)象。造成此現(xiàn)象的原因可能是深層土壤動(dòng)物和微生物種類及數(shù)量都明顯少于表層土壤[48—49],且深層土壤透氣性差,而大多數(shù)土壤酶均需要在有氧條件發(fā)揮作用[51]。值得一提的是,大多數(shù)前人研究結(jié)果表示模擬氮沉降會(huì)促進(jìn)土壤蛋白酶的活性[51],但本試驗(yàn)中,模擬氮沉降反而抑制了土壤蛋白酶活性,且中、下兩層土壤的抑制作用強(qiáng)于上層土壤。土壤蛋白酶是參與土壤氮循環(huán)的關(guān)鍵酶,其將有機(jī)氮礦化為無機(jī)氮,進(jìn)而氨化為銨根離子,是土壤礦化過程的限速酶[52]。因此,在本研究中,凈氮硝化速率、凈氮礦化速率均與蛋白酶活性呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系,所以土壤蛋白酶活性的降低也許是造成土壤氮礦化速受到抑制的原因之一。

4 結(jié)論

本研究結(jié)果表明：(1)該常綠闊葉次生林不同深度土壤TN有顯著差異；(2)模擬氮沉降對(duì)該系統(tǒng)土壤氮礦化總體表現(xiàn)出極顯著抑制作用,其中中層土壤抑制作用最為強(qiáng)烈,凈氮礦化速率主要受硝化過程的影響；(3)氮礦化相關(guān)酶活性均隨土壤深度的加深而降低,模擬氮沉降對(duì)土壤脲酶活性有極顯著促進(jìn)作用,對(duì)土壤硝酸還原酶活性有顯著抑制作用。