郎 漫，吳昌福，蘇孝純，李 平＊

(1. 南京信息工程大學，江蘇省農(nóng)業(yè)氣象重點實驗室，江蘇 南京 210044；2. 南京信息工程大學應用氣象學院，江蘇 南京 210044)

氮素是植物生長發(fā)育所必需的大量營養(yǎng)元素。研究表明，土壤氮素有效性是森林生產(chǎn)力的主要限制因子之一[1-2]。土壤中氮的有效性受控于決定其數(shù)量和形態(tài)的有機氮礦化速率、無機氮固定速率和硝化反硝化速率的大小[3]。近年來，隨著大氣環(huán)境污染研究的推進，大氣氮沉降及其對森林生態(tài)系統(tǒng)的影響日益受到關注，森林土壤氮轉(zhuǎn)化過程及其機理也成為當前生態(tài)環(huán)境領域的研究熱點。

森林類型不同，輸入到土壤中的林木凋落物和根系分泌物的種類、數(shù)量、分解速率等具有顯著差異[4]，進而導致森林土壤理化性質(zhì)[5]以及微生物數(shù)量、活性和群體結(jié)構(gòu)顯著不同[6-7]。與闊葉林相比，針葉林凋落物中所含的營養(yǎng)物質(zhì)較少，而木質(zhì)素和纖維素等難降解物質(zhì)較多，分解速率較慢，使得土壤有機碳總量和易分解有效碳數(shù)量相對較低[8]，土壤C/N 較高[9]。此外，針葉林凋落物分解過程中產(chǎn)生的有機酸和根系分泌的有機酸通常也會導致土壤pH 顯著低于闊葉林土壤[9]。這些性質(zhì)上的差異可能會對微生物參與的土壤氮素轉(zhuǎn)化過程產(chǎn)生顯著影響，進而影響土壤中氮的有效性。目前，關于不同森林類型土壤凈氮轉(zhuǎn)化速率的研究較多[1,10-11]，而針對森林土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率的研究只有零星報道[12]。研究發(fā)現(xiàn)，森林土壤中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的周轉(zhuǎn)速率很快，有機質(zhì)礦化產(chǎn)生的無機氮很快被微生物固定為有機氮，常規(guī)研究測定的土壤凈氮礦化速率或凈硝化速率為負值或者很低的情況實際上并不意味著森林土壤的氮礦化和硝化能力很低[13]。自然條件下，土壤凈氮轉(zhuǎn)化速率是控制氮轉(zhuǎn)化的各個初級轉(zhuǎn)化速率的綜合結(jié)果[14]，不能表征土壤氮實際轉(zhuǎn)化速率的大小。因此，研究土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率可以從過程水平上深入認識控制森林土壤中無機氮形態(tài)和含量的各個氮轉(zhuǎn)化過程的初始速率[15]，對于了解森林生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力、氮素循環(huán)，評價森林土壤中氮素的可利用性以及森林經(jīng)營管理具有重要意義。

針葉林和闊葉林是我國寒溫帶地區(qū)的兩種主要林型，前期已有較多關于寒溫帶森林土壤凈氮轉(zhuǎn)化速率的研究[1,11,16]，但尚未有從土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率角度開展的研究報道。此外，受進入土壤的林木凋落物數(shù)量、分解速率及林木根系活力差異的影響，不同深度土壤的理化性質(zhì)和生物學性質(zhì)存在差異，進而可能導致土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率的不同。因此，本研究以我國東北寒溫帶的人工紅松針葉林（簡稱針葉林，下同）和天然次生闊葉混交林（簡稱闊葉林，下同）不同深度的表層土壤為研究對象，采用室內(nèi)培養(yǎng)試驗，通過15N 同位素成對標記技術(shù)和FLUAZ 數(shù)值優(yōu)化模型研究土壤氮初級礦化速率、銨態(tài)氮固定速率、硝態(tài)氮固定速率、初級硝化速率特征對林型和土壤深度的響應，旨在揭示該地區(qū)森林土壤氮素轉(zhuǎn)化特征，了解森林土壤氮供應能力及氮有效性，為森林生態(tài)系統(tǒng)的合理經(jīng)營管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試針葉林和闊葉林土壤采自黑龍江省北安市趙光鎮(zhèn)，該地區(qū)位于47°35′～48°33′ N、126°16′～127°53′ E 之間，海拔300～350 m，屬寒溫帶大陸性季風氣候，土壤類型為暗沃冷涼淋溶土，成土母質(zhì)以花崗巖、砂頁巖的風化殘積物為主，有黏化層和暗沃表層[17-18]。北安市年平均降水量553 mm，年平均氣溫2 ℃。人工紅松針葉林優(yōu)勢樹種為紅松（Pinus koraiensisSieb. et Zucc.），其他樹種為云杉（Picea asperataMast.）和冷杉（Abies nephrolepisMaxim.），平均樹齡超過50 a，樹木間距約2 m。天然次生闊葉混交林主要樹種包括樺樹（Betula platyphyllaSuk.）、楊樹（Populus BonatiiLevt.）、糠椴（Tilia mandshuricaRmpr.et Maxim.）、榆樹（Ulmus pumilaLinn.）和蒙古櫟（Quercus mongolicaFisch. ex Ledeb.），平均樹齡超過50 a。灌木有毛榛子（Corylus mandshuricaMaxim.）、暴馬丁香（Syringa reticulate（ Blume） H. Hara var.amurensis（Rupr.） J. S. Pringle）、東北鼠李（Rhamnus schneideriLevl.）、 金 銀 忍 冬（Lonicera maackii（Rupr.） Maxim.）、東北溲疏（Deutzia parvifloraBunge var.amurensisRegel）等。

于2020 年10 月8 日取樣，每種林型土壤設置3 個空間重復采樣區(qū)域，空間重復間隔300 m左右，每個空間重復采樣區(qū)域再設置5 個采樣點（1 m × 1 m），采樣點間隔20 m 左右，每個采樣點去除表層枯枝落葉后用直徑為5 cm 的環(huán)刀分別采集0～10、10～20 cm 土壤，將每個土層的10 個樣品混勻后作為此土層的一個空間重復樣品[11,19]。此混合樣品過2 mm 篩后一部分新鮮土樣置于4 ℃冰箱中儲存用于培養(yǎng)試驗，其余土樣風干后用于土壤理化性質(zhì)分析，2 種林型土壤的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤的基本理化性質(zhì)(平均值±標準差)Table 1 Physico-chemical properties of the studied soils (mean ± SD)

1.2 培養(yǎng)試驗

本研究采用15N 同位素成對標記室內(nèi)培養(yǎng)試驗，每個土壤設置2 個15N 標記處理：一個處理添加15NH4NO3，一個處理添加NH415NO3，每個處理3 次重復。稱取30 g（干基）新鮮土壤至250 mL三角瓶中，用移液管向三角瓶中均勻加入2 mL15N 標記的15NH4NO3或NH415NO3溶液（標記豐度為5% atom），使添加的銨態(tài)氮濃度達到20 mg·kg?1，同時將土壤水分含量調(diào)至最大持水量的60%。將三角瓶用錫箔封口，并在錫箔上扎4～5 個洞以利于通氣，然后置于25 ℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)7 d，培養(yǎng)期間每隔1 d 通過稱質(zhì)量法補充蒸發(fā)損失的水分。分別在培養(yǎng)后的0、1、3、5、7 d破壞性取樣，向三角瓶中加入75 mL 2 mol·L?1的KCl 溶液，250 rpm 下振蕩提取1 h 后過濾，將濾液收集于100 mL 塑料瓶中用于分析無機氮濃度及其15N 豐度。過濾后的土壤用去離子水淋洗3 次以去除殘留的KCl，然后將土壤于60 ℃下烘干，球磨儀磨碎后用于分析土壤有機氮濃度及其15N 豐度。

1.3 測定項目與方法

土壤pH 用電位法測定（液土比為2.5:1）；土壤有機碳和全氮用CN 元素分析儀（vario MACRO cube, Germany）測定；土壤砂粒、粉粒、黏粒含量用比重計法測定；土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量用MgO-定氮合金蒸餾法測定[20]；土壤用水浸提后利用有機碳氮分析儀測定水溶性有機碳和水溶性有機氮含量[21]；土壤最大持水量參照Fierer 和Schimel的方法測定[22]；土壤無機氮和有機氮的15N 豐度采用同位素質(zhì)譜儀（Thermo Fisher MAT 253, USA）測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率采用FLUAZ 模型擬合得出[23]。將每一次取樣獲得的標記銨態(tài)氮庫和硝態(tài)氮庫的銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、有機氮濃度及其15N 豐度分別輸入到模型中，通過數(shù)值優(yōu)化擬合出土壤氮初級礦化速率（gm）、初級硝化速率（gn）、初級固定速率（gi）、銨態(tài)氮固定速率（ia）、硝態(tài)氮固定速率（in）。FLUAZ 模型以最小平均加權(quán)誤差（MWE, mean weighed error）為標準擬合數(shù)據(jù)，相對于最小平方和而言更加標準化，能夠更加準確反映速率之間的變異，估算的土壤氮轉(zhuǎn)化速率與實測值之間具有很好的一致性，而且運用簡便、迅速。該模型可以擬合出不同培養(yǎng)時間段的氮初級轉(zhuǎn)化速率，能夠反映土壤氮轉(zhuǎn)化的動態(tài)變化趨勢，本文通過加權(quán)平均法計算出了整個培養(yǎng)期間的平均氮初級轉(zhuǎn)化速率。文中數(shù)據(jù)均為3 次重復的平均值，采用Origin 軟件做圖，采用SPSS 軟件進行不同處理間的差異顯著性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中無機氮含量的動態(tài)變化

2 種林型土壤中無機氮含量的動態(tài)變化見圖1。針葉林0～10 cm 土壤銨態(tài)氮含量在0～1 d 略有增加，之后沒有顯著變化；而10～20 cm 土壤銨態(tài)氮含量在整個培養(yǎng)期間基本保持不變。闊葉林0～10 cm 土壤銨態(tài)氮含量隨著培養(yǎng)時間的增加顯著增加，10～20 cm 土壤銨態(tài)氮含量增加較緩（圖1A）。說明闊葉林土壤有機氮礦化作用較強，有機氮轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮的速率高于針葉林土壤。2 種林型不同深度土壤中硝態(tài)氮含量在培養(yǎng)期間的動態(tài)變化很?。▓D1B），說明土壤硝化速率較低。無論是針葉林還是闊葉林，各個取樣時間0～10 cm 土壤無機氮含量均顯著大于10～20 cm土壤（p<0.05）。無論0～10 cm 還是10～20 cm 土壤，闊葉林土壤銨態(tài)氮含量都顯著高于針葉林土壤（p<0.05） （圖1A），而闊葉林土壤硝態(tài)氮含量則顯著低于針葉林土壤（p<0.05） （圖1B）。

圖1 針葉林(CF)和闊葉林(BF)不同深度土壤中無機氮含量的動態(tài)變化Fig. 1 Dynamic changes of inorganic N contents in coniferous (CF) and broad-leaved (BF)forest soils at different soil depths

2.2 土壤中無機氮15N 豐度的動態(tài)變化

2 種林型土壤中無機氮15N 豐度的動態(tài)變化見圖2。在15NH4NO3標記的土壤樣品中，針葉林和闊葉林土壤中NH4+庫的15N 豐度隨培養(yǎng)時間的增加有不同程度的下降，闊葉林土壤的15N 豐度下降速率相對較快，說明有機氮礦化產(chǎn)生了自然豐度的銨態(tài)氮稀釋了標記的NH4+庫，闊葉林土壤的有機氮礦化速率比針葉林土壤更快。隨著土壤深度的增加，2 種林型土壤NH4+庫的15N 豐度下降幅度均變緩（圖2A）。在15NH4NO3標記的土壤樣品中，NO3?庫的15N 豐度在整個培養(yǎng)期間沒有顯著變化（圖2B）。在NH415NO3標記的土壤樣品中，無論哪種林型和土壤深度，培養(yǎng)期間各處理NH4+庫的15N 豐度均無明顯變化（圖2C），說明土壤中不存在標記的NO3?異化還原為NH4+或已同化的15NO3?再礦化。培養(yǎng)期間各處理土壤中NO3?庫的15N 豐度隨著培養(yǎng)時間的延長逐漸下降，說明土壤中發(fā)生了硝化作用產(chǎn)生了自然豐度的NO3?稀釋了標記豐度的NO3?庫。同一深度下，針葉林土壤的下降幅度相對較大；隨著土壤深度增加，2 種林型土壤NO3?庫的15N 豐度下降幅度都有所降低（圖2D）。

2.3 土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率

林型和土壤深度對土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率具有顯著影響，二者的交互作用也顯著影響除初級硝化速率之外的其余各個氮初級轉(zhuǎn)化速率（圖3）。無論是0～10 cm 還是10～20 cm 土壤，氮初級礦化速率、初級固定速率、銨態(tài)氮固定速率和硝態(tài)氮固定速率都表現(xiàn)為闊葉林土壤顯著高于針葉林土壤，而初級硝化速率則是針葉林土壤顯著高于闊葉林土壤（p<0.05）。無論是針葉林還是闊葉林，隨著土壤深度的增加，各個氮初級轉(zhuǎn)化速率都顯著下降（p<0.05）。針葉林0～10 cm 和10～20 cm 土壤初級硝化速率與銨態(tài)氮固定速率比值（gn/ia）分別為1.56 和1.92，顯著高于闊葉林相同土層（0.27、0.15）（p<0.05）。

注：圖中不同小寫字母表示各處理間差異顯著(p<0.05)。Notes: Different lowercase letters indicate significant difference among the four treatments (p<0.05).

相關分析表明：土壤氮初級礦化速率、初級固定速率、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮固定速率都與土壤pH、SOC、TN、SOCw、SONw和NH4+-N 含量呈顯著正相關，初級礦化速率、初級固定速率和銨態(tài)氮固定速率都與C/N 呈顯著負相關（表2）。初級硝化速率與NO3?-N 和砂粒含量呈顯著正相關，與土壤pH、WHC、粉粒和黏粒含量呈顯著負相關（表2）。

表2 土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率與土壤理化性質(zhì)的相關關系Table 2 The correlations between soil gross N transformation rates and soil physico-chemical properties

3 討論

本研究中供試林地土壤的氮初級礦化速率為0.53～3.22 mg·kg?1·d?1，這與Cheng等[24]報道的中國南方亞熱帶森林土壤（ 0.56～5.02 mg·kg?1·d?1）和Burton 等[25]報道的澳大利亞亞熱帶森林土壤（0.62～1.78 mg·kg?1·d?1）的氮初級礦化速率相當，但是低于智利南方[26]（14.7 mg·kg?1·d?1）和巴西東部[27]（5.0～13.9 mg·kg?1·d?1）的森林土壤氮初級礦化速率，這可能與林木類型、樹齡、氣候、土壤微生物種類及數(shù)量等因素差異有關，其中，林型是一個重要影響因素。本研究結(jié)果表明，闊葉林土壤的氮初級礦化速率顯著高于針葉林土壤（圖3），可能與不同林型所處生存環(huán)境的溫、濕度以及林木凋落物的種類和數(shù)量差異會影響土壤中參與氮素轉(zhuǎn)化的微生物群體種類、數(shù)量與活性有關[12,28]。土壤有機碳是微生物生存的基質(zhì)和來源，通常土壤有機碳含量越高，微生物活性越強，氮礦化能力越高[29]。本研究也發(fā)現(xiàn)，2 種林型土壤氮初級礦化速率與土壤有機碳和水溶性有機碳含量均呈顯著正相關（表2）。一方面，針葉林凋落物中的營養(yǎng)物質(zhì)較少，而且其難降解化合物種類（木質(zhì)素、纖維素、單寧等）和數(shù)量較多，分解速率緩慢，輸入土壤的有機物數(shù)量和質(zhì)量都顯著低于闊葉林[8]，導致針葉林土壤氮初級礦化速率較低。另一方面，針葉林凋落物在分解過程中會產(chǎn)生大量有機酸類化合物，致使土壤pH 顯著低于闊葉林土壤[30]，進而降低氮轉(zhuǎn)化相關土壤微生物種類和數(shù)量，導致針葉林土壤氮初級礦化速率低于闊葉林土壤。Cheng等[24]和Zhang 等[3]基于亞熱帶森林土壤的研究結(jié)果也表明，闊葉林土壤氮初級礦化能力顯著高于針葉林土壤。此外，土壤C/N 也是影響土壤氮初級礦化速率的一個重要因素，土壤C/N 越高，有機物的降解程度越低，氮初級礦化速率越低[31]。相關分析結(jié)果也顯示，2 種林型土壤C/N 與氮初級礦化速率呈顯著負相關（表2），這與Zhu 等[32]和Zhao等[33]基于亞熱帶森林土壤的研究結(jié)果一致，表明C/N可能是影響森林生態(tài)系統(tǒng)中土壤可利用有效氮數(shù)量的關鍵因素。隨著土壤深度的增加，輸入土壤的有機物數(shù)量減少，土壤微生物數(shù)量和活性都會降低，因此，氮初級礦化速率相應顯著降低。

林型對土壤銨態(tài)氮固定速率的影響與氮初級礦化速率相同，表現(xiàn)為闊葉林土壤顯著高于針葉林土壤。有研究報道，闊葉林土壤銨態(tài)氮固定速率是針葉林土壤的4～5 倍[2-3]，這與本研究結(jié)果相似。研究指出，參與氮素固定過程的微生物只能利用簡單易分解有效碳[34]。因此，本研究中闊葉林土壤較高的水溶性有機碳含量可能是導致其銨態(tài)氮固定速率顯著高于針葉林土壤的主要原因，具體機制還需進行更深入研究。一般認為，當土壤中同時存在銨態(tài)氮和硝態(tài)氮時，微生物主要利用銨態(tài)氮[35]，而且即便很低濃度的銨態(tài)氮也可以抑制微生物對硝態(tài)氮的固定[36]。然而，本研究中，0～10 cm 土壤硝態(tài)氮固定速率為0.10～0.21 mg N·kg?1·d?1，說明即便銨態(tài)氮的濃度相對較高，硝態(tài)氮的固定仍可占一定比例，這與前人研究結(jié)果一致[3,37]。2 種林型10～20 cm 土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮固定速率均顯著低于0～10 cm 土壤，10～20 cm 土壤硝態(tài)氮的固定速率可以忽略不計，這可能與土壤中有效碳數(shù)量的顯著降低有關，硝態(tài)氮的固定需要消耗較多的能量[35]，當可利用有效碳數(shù)量減少，土壤無機氮的固定速率也相應降低。

研究指出，pH 是影響硝化作用的重要因素[38]，土壤初級硝化速率與土壤pH 呈顯著正相關[39]。本研究中針葉林土壤雖然具有較低的pH，但其初級硝化速率顯著高于闊葉林土壤（圖3），這可能與土壤中發(fā)生了異養(yǎng)硝化作用有關[25,40]。真菌主導的異養(yǎng)硝化普遍存在于自然生態(tài)系統(tǒng)中，尤其是pH 較低的酸性針葉林土壤中，土壤中NO3?的產(chǎn)生主要是由有機氮直接氧化所致[41]。無論是室內(nèi)培養(yǎng)試驗還是原位15N 標記試驗結(jié)果都表明，針葉林和闊葉林土壤的自養(yǎng)硝化速率相近，但針葉林土壤較高的異養(yǎng)硝化速率導致其總初級硝化速率顯著高于闊葉林土壤[2-3]。然而，本研究采用FLUAZ 模型擬合的初級硝化速率結(jié)果不能區(qū)分自氧硝化速率和異養(yǎng)硝化速率，因此，后續(xù)可以考慮使用馬爾可夫鏈蒙特卡羅（MCMC）模型開展進一步深入研究。2 個林型土壤的初級硝化速率都隨著土壤深度增加而顯著降低，尤其是闊葉林10～20 cm 土壤的初級硝化速率可以忽略不計，說明此土層中參與硝化過程的微生物活性顯著低于0～10 cm 土壤[42]。

在沒有種植作物的實驗室培養(yǎng)條件下，酸性土壤中銨態(tài)氮主要有兩個去向：一是在硝化微生物的作用下發(fā)生硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，二是被土壤微生物固定為有機氮。因此，土壤初級硝化速率與銨態(tài)氮固定速率的比值（gn/ia）可以用來表征土壤中銨態(tài)氮的主要去向，并可用來衡量土壤硝態(tài)氮的淋溶風險[34,43]。本研究中，針葉林0～10 cm 和10～20 cm 土壤的gn/ia值均顯著高于闊葉林相同深度土壤，且針葉林0～10 cm 土壤硝態(tài)氮固定速率顯著低于闊葉林土壤。由此可見，針葉林土壤中硝態(tài)氮的產(chǎn)生能力強于闊葉林土壤，而無機氮的固持能力卻相對較弱，導致土壤中硝態(tài)氮的淋溶風險更高。Staelens 等[2]的原位試驗研究結(jié)果也表明，針葉林土壤總的自養(yǎng)硝化和異養(yǎng)硝化速率顯著高于闊葉林土壤，而硝態(tài)氮固定能力卻可以忽略不計，導致針葉林土壤硝態(tài)氮含量很高，具有較高的硝態(tài)氮淋溶風險和氮飽和特征。

4 結(jié)論

林型對土壤氮初級轉(zhuǎn)化速率具有重要影響，天然次生闊葉混交林土壤的氮初級礦化速率、銨態(tài)氮固定速率、硝態(tài)氮固定速率均顯著大于人工紅松針葉林土壤，但初級硝化速率則顯著小于人工紅松針葉林土壤。隨著土壤深度的增加，人工紅松針葉林土壤和天然次生闊葉混交林土壤的氮初級轉(zhuǎn)化速率都顯著降低。人工紅松針葉林土壤的硝態(tài)氮產(chǎn)生能力較強，且無機氮固定能力較弱，導致其硝態(tài)氮淋溶風險大于天然次生闊葉混交林土壤。