苗雪松王嗣奇張彥東

(東北林業(yè)大學(xué) 林學(xué)院, 哈爾濱 150040)

0 引言

通過大氣氮沉降或施肥進入森林生態(tài)系統(tǒng)的氮是碳循環(huán)的重要驅(qū)動因素[1-2],土壤氮素供應(yīng)水平的持續(xù)升高極有可能影響森林生態(tài)系統(tǒng)中凋落物分解和土壤有機質(zhì)的礦化[3],進而導(dǎo)致土壤碳庫的波動。土壤是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫,約占陸地生態(tài)系統(tǒng)碳儲量的60%[4]。因此,土壤碳庫的較小波動都將對全球碳平衡產(chǎn)生重要影響。

森林土壤碳庫水平主要受凋落物碳輸入和土壤有機質(zhì)礦化碳輸出之間的平衡控制[5]。在森林生態(tài)系統(tǒng)中,地上葉片凋落物是土壤有機碳輸入的主要來源,而凋落物分解速率是決定輸入數(shù)量的關(guān)鍵因素。凋落物分解速率受凋落物品質(zhì)(C/N)、土壤供氮水平及土壤溫濕度等多種因素影響[6-7]。施肥是森林經(jīng)營的重要措施,有研究表明,施氮能夠通過降低凋落物的C/N,提高凋落物的品質(zhì)加快其分解,同時也可通過改變林地有效氮的供應(yīng)水平促進凋落物分解[8-9]。然而,也有研究認(rèn)為,施氮對凋落物分解沒有明顯影響,甚至產(chǎn)生抑制分解的作用[10-11]。另一方面,施氮可通過改變土壤微生物的組成、數(shù)量和活性而影響土壤有機碳的礦化[12],進而改變土壤碳輸出。盡管目前關(guān)于施氮對土壤有機碳礦化過程的影響也開展了較多的研究,然而尚未得出統(tǒng)一的結(jié)論,現(xiàn)有的研究表明,施氮處理后土壤有機碳礦化速率出現(xiàn)增加[13]、降低[14]或沒有變化[15]。施氮對土壤有機碳礦化的影響受環(huán)境溫度、植被類型和土壤性質(zhì)等多種因素制約,在不同地區(qū)和不同林分類型其影響規(guī)律表現(xiàn)不同[16]。因此,在全球氮沉降普遍發(fā)生的背景下,有必要深入探討施氮對不同森林類型凋落物分解及土壤有機碳礦化的影響規(guī)律。

落葉松是我國的主要用材樹種,其林分面積約占我國喬木林總面積的6.5%[17],該樹種對提高我國森林的固碳能力具有重要意義。目前關(guān)于施氮對長白落葉松人工林凋落物分解和土壤有機碳礦化影響的研究還較少[18-19],為此本研究以經(jīng)過連續(xù)3年不同施氮處理的長白落葉松人工林為對象,采集各處理的凋落物及土壤在室內(nèi)進行培養(yǎng)試驗,重點探討施氮對落葉松人工林凋落物分解及土壤有機碳礦化速率的影響規(guī)律,并為落葉松人工林土壤碳庫管理提供理論依據(jù)。

1 研究地概況與研究方法

1.1 研究地概況

研究地位于黑龍江省尚志市的東北林業(yè)大學(xué)帽兒山實驗林場(127°30′～127°34′E,45°21′～45°25′N)。該林場地處長白山系北部的張廣才嶺西坡,地貌類型為低山丘陵。該地區(qū)屬于溫帶大陸性季風(fēng)氣候,年平均氣溫2.8 ℃,年均降水量約723.8 mm,且主要集中于6—8月。無霜期約為120～140 d。地帶性土壤為暗棕壤,非地帶性土壤有白漿土、草甸土和沼澤土。

該地區(qū)的原始地帶性頂極植被為紅松(Pinuskoraiensis)闊葉林,但經(jīng)過長期反復(fù)采伐、開墾等破壞后,目前已退化為以闊葉樹為主的次生林。新中國成立后為加快森林恢復(fù),該地開始營造人工林。目前,該地植被已形成次生林與人工林鑲嵌分布的格局。次生林組成樹種主要有:水曲柳(Fraxinusmandshurica)、胡桃楸(Juglansmandshurica)、山楊(Populusdavidiana)、白樺(Betulaplatyphylla)、蒙古櫟(Quercusmongolica)、紫椴(Tiliaamurensis)和五角槭(Acermono)等。人工林組成樹種主要包括:落葉松(Larixspp.)、紅松和樟子松(Pinussylvestrisvar.mongolica)等。

1.2 研究方法

1.2.1 施氮處理與樣品采集

試驗于2014年5月開始,在東北林業(yè)大學(xué)帽兒山實驗林場的新墾Ⅲ施業(yè)區(qū)(三號實驗站),選擇11年生的長白落葉松(LarixolgensisHenry)人工林進行施氮處理。該林分造林密度為1.5 m×1.5 m,造林后未進行間伐,研究開始時林分平均胸徑為7.5 cm,平均樹高為6.0 m。在所選林分中進行施氮處理,施氮水平分為:0 g/(m2·a)(S0,對照)、5 g/(m2·a)(S1,低氮)以及20 g/(m2·a)(S2,高氮)3種處理。每個施氮處理設(shè)置3個20 m×20 m的樣地,每年將肥料分2次施于林地,連續(xù)施肥3 a。所用肥料為尿素,施肥時將肥料均勻撒于林地內(nèi)。

2016年9月下旬,在每個施氮處理樣地內(nèi)隨機選取36個樣點,用土鉆采集0～20 cm土層樣品,然后做成混合樣,過2.0 mm篩后,一部分用于測定土壤有機碳和全氮含量,剩余土壤用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗。同時于生長季末,在每個樣地設(shè)置6個凋落物收集框,將收集的凋落物去除枝、皮等雜物后(只保留落葉)混合,在65 ℃下烘干至恒重。一部分凋落物用于測定有機碳和全氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)見表1,剩余部分用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗。

表1 施氮處理3 a后落葉松人工林凋落物與土壤碳氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)Tab.1 Carbon and nitrogen concentrations of litter and soil in Larix olgensis plantations after 3 years of nitrogen fertilization treatment

1.2.2 室內(nèi)培養(yǎng)試驗

在培養(yǎng)試驗過程中,為準(zhǔn)確測量凋落物分解的損失率,需將添加的凋落物與土壤進行區(qū)分。本研究采用Kirkby等[20-21]提出的干篩法,將不同施氮處理林地采集的土壤樣品過0.4 mm孔徑篩,去除未分解的植物和動物殘體部分,獲得重組分土壤有機質(zhì)(HF-SOM)用于培養(yǎng)試驗。HF-SOM通常占土壤有機質(zhì)70%以上,更具穩(wěn)定性。

稱取過0.4 mm篩的不同施氮處理土壤樣品60 g(干土質(zhì)量),裝入500 mL廣口瓶中,將土壤含水量調(diào)整至田間最大持水量的60%,25 ℃恒溫預(yù)培養(yǎng)1周,以恢復(fù)土壤的微生物活性。預(yù)培養(yǎng)之后,模擬凋落物歸還土壤的過程,將收集的各施氮處理凋落物樣品剪成大小為5 mm,稱取1.0 g放入相同施氮處理的培養(yǎng)瓶中,使凋落物與土壤充分混勻。整個培養(yǎng)試驗分為:對照土壤(S0)+對照凋落物(L0)、低氮土壤(S1)+低氮凋落物(L1)、高氮土壤(S2)+高氮凋落物(L2)3種處理,每個處理15個重復(fù),同時設(shè)置3個不添加土壤和凋落物的空白處理。培養(yǎng)時在每個廣口瓶內(nèi)懸掛一個裝有15.0 mL NaOH溶液的小燒杯,用于吸收CO2。將所有廣口瓶密封,放入25 ℃培養(yǎng)箱,保證土壤含水量為田間最大持水量的60%,暗培養(yǎng)140 d。在培養(yǎng)的第4天、6天、8天、15天、22天、29天、37天、44天、51天、58天、65天、79天、110天、140天,將廣口瓶中裝有NaOH溶液的小燒杯取出,用2 mol/L的HCl溶液滴定,計算釋放的CO2量。每次滴定結(jié)束后,需重新更換NaOH溶液。更換堿液之前用50 mL注射器向廣口瓶里注射空氣,保證與大氣條件一致。在培養(yǎng)的第7天、15天、38天、80天、140天,分別進行破壞性取樣,測定土壤質(zhì)量分?jǐn)?shù)、質(zhì)量分?jǐn)?shù)、微生物量碳(MBC)和微生物量氮(MBN)等指標(biāo)。

培養(yǎng)結(jié)束后,將土壤及未分解的剩余凋落物用干篩法初步分離,然后在顯微鏡下將土壤中的凋落物徹底挑出,并用小毛刷將附著在凋落物上的土壤全部刷掉,最后分別稱重。計算凋落物分解的損失率時,因為土壤中的灰分物質(zhì)會在分解過程進入到凋落物中使未分解的凋落物重量增加,所以要減去這部分增加的灰分含量,進而得出培養(yǎng)期間凋落物有機質(zhì)的損失量。

1.2.3 樣品養(yǎng)分質(zhì)量分?jǐn)?shù)和土壤微生物量測定

凋落物與土壤有機碳和全氮測定:凋落物全碳和全氮,以及土壤有機碳和全氮,利用碳氮分析儀(Vario MACRO elementar)進行測定。

土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮測定:采用KCl浸提法測定。過篩(孔徑2 mm)后的鮮土按1∶6(鮮土與水質(zhì)量之比)的比例加入2 mol/L KCl溶液,常溫振蕩1 h(200 r/min)后過濾,浸提液用連續(xù)流動分析儀(AutoAnalyzer3)測定。

凋落物灰分含量測定:分別取培養(yǎng)開始前的凋落物和培養(yǎng)結(jié)束后的殘留凋落物樣品,在550～575 ℃高溫下灼燒,使有機質(zhì)變成CO2和H2O揮發(fā),剩下的沒有黑色炭素的殘渣即為灰分。

土壤微生物量碳氮測定:采用氯仿熏蒸浸提法[22]。取25 g過2 mm篩鮮土放入50 mL燒杯中,同氯仿一起放入真空干燥器中,抽真空后保持氯仿沸騰3～5 min,將干燥器置于25 ℃黑暗條件下培養(yǎng)24 h。然后加入50 mL 0.5 mol/L K2SO4溶液浸提,所得浸提液采用TOC自動分析儀(liqui TOCⅡ)測定微生物量碳和氮。

1.2.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 25.0軟件進行相關(guān)性分析及單因素方差(ANOVA)分析,并用最小顯著差數(shù)法(LSD)檢驗差異顯著性。凋落物分解,土壤有機碳分解與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)性分析采用Pearson相關(guān)性檢驗。

2 結(jié)果與分析

2.1 施氮對凋落物分解的影響

經(jīng)過140 d的培養(yǎng),施氮處理均提高了凋落物分解速率,如圖1所示。由圖1可知,各處理凋落物質(zhì)量損失率由大到小依次為:S2L2(41.6%)、S1L1(34.7%)、S0L0(33.0%),表現(xiàn)出隨施氮量增加凋落物分解加快的變化趨勢。經(jīng)檢驗高氮處理凋落物質(zhì)量損失率顯著高于低氮處理和對照(P＜0.05),而低氮處理與對照差異不顯著(P＞0.05)。

圖1 不同施氮處理的凋落物質(zhì)量損失率Fig.1 Mass loss rate of litter under different nitrogen treatments

培養(yǎng)結(jié)束時計算凋落物有機碳損失率,各處理凋落物有機碳損失率與凋落物質(zhì)量損失率變化規(guī)律相同,如圖2所示。

圖2 不同施氮處理的凋落物有機碳損失率Fig.2 Organic carbon loss rate of litter under different nitrogen treatments

由圖2可知,有機碳損失率由大到小的順序為:S2L2(42.9%)、S1L1(34.8%)、S0L0(34.1%)。經(jīng)檢驗高氮處理凋落物有機碳損失率極顯著高于低氮處理和對照(P＜0.01),但低氮處理與對照差異不顯著(P＞0.05)。

2.2 施氮對土壤有機碳礦化的影響

隨培養(yǎng)時間的變化,施氮處理與對照的土壤有機碳礦化速率表現(xiàn)出相似的變化規(guī)律,如圖3所示。由圖3可知,各處理均在培養(yǎng)初期CO2釋放速率快速增加,并在第6 天達(dá)到峰值,從第6 天到第29 天快速降低,但在第51 天又出現(xiàn)一次小的峰值,之后直至培養(yǎng)結(jié)束土壤CO2釋放速率逐漸降低并趨于穩(wěn)定。雖然施氮處理降低了土壤有機碳礦化峰值時的速率,但平均礦化速率與對照差異不顯著(P＞0.05)。

圖3 不同施氮處理對土壤碳礦化速率的影響Fig.3 Effects of different nitrogen treatments on soil carbon mineralization rate

在培養(yǎng)開始的1～8 d內(nèi),施氮處理與對照的CO2累積礦化量相近,如圖4所示,但從第8 天開始直至培養(yǎng)結(jié)束,對照(S0L0)的CO2累積礦化量高于施氮處理(S1L1、S2L2),試驗結(jié)束時,各處理CO2累積礦化量由大到小表現(xiàn)為:S0L0(3 570.14 mg/kg)、S2L2(3 457.19 mg/kg)、S1L1(3 297.64 mg/kg),低氮和高氮處理分別比對照降低了7.6%和3.2%,經(jīng)檢驗對照與高氮處理無顯著差異(P＞0.05),但明顯高于低氮處理(P＜0.05),低氮處理與高氮處理無顯著差異(P＞0.05)。

圖4 不同施氮處理對土壤累積碳礦化量的影響Fig.4 Effects of different nitrogen treatments on soil cumulative carbon mineralization

2.3 施氮對土壤有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響

凋落物添加對不同施氮處理的土壤有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)產(chǎn)生了顯著影響,如圖5所示。

圖5 不同施氮處理對土壤有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響Fig.5 Effects of different nitrogen application treatments on soil available nitrogen concentration

2.4 施氮對土壤微生物量的影響

凋落物添加后引起了不同施氮處理的土壤微生物量碳(MBC)發(fā)生明顯變化,如圖6所示。由圖6可知,在培養(yǎng)的第7 天土壤MBC快速增加達(dá)到最大值,隨后又迅速降低并趨于穩(wěn)定,在培養(yǎng)結(jié)束時達(dá)到最小值。在整個培養(yǎng)期間,各處理平均土壤MBC由大到小依次為:S2L2、S1L1、S0L0,高氮處理明顯高于對照(P＜0.05),但高氮處理與低氮處理,以及低氮處理與對照之間無顯著差異(P＞0.05)。隨培養(yǎng)時間的變化,各處理土壤微生物量氮(MBN)變化趨勢與MBC相似,但MBN隨時間的大小波動低于MBC,如圖7所示。由圖7可知,在整個培養(yǎng)期間,各處理平均土壤MBN由大到小順序為:S2L2、S1L1、S0L0,經(jīng)檢驗各處理間無顯著差異(P＞0.05)。

圖6 不同施氮處理對土壤微生物量碳的影響Fig.6 Effects of different nitrogen fertilization treatments on soil microbial biomass carbon concentration

圖7 不同施氮處理對土壤微生物量氮的影響Fig.7 Effects of different nitrogen fertilization treatments on soil microbial biomass nitrogen concentration

2.5 凋落物分解與土壤有機碳礦化的影響因素分析

對凋落物分解及土壤有機碳礦化的影響因子進行了相關(guān)性分析,結(jié)果見表2。從表2可知,凋落物質(zhì)量損失率和有機碳損失率與土壤、總有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)與土壤MBC呈顯著正相關(guān)(P＜0.05),與凋落物C/N比呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)。土壤CO2累積礦化量與土壤質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)(P＜0.05)。

表2 凋落物分解與土壤碳礦化的影響因素相關(guān)性分析Tab.2 Pearson correlation analysis of influencing factors between litter decomposition and soil carbon mineralization

3 討論

3.1 施氮對凋落物分解的影響

凋落物分解是森林土壤碳輸入的主要途徑,凋落物品質(zhì)(C/N)及林地供氮水平是影響凋落物分解速率的重要因素[23]。本研究結(jié)果表明,培養(yǎng)結(jié)束時各處理凋落物質(zhì)量損失率和有機碳損失率均隨施氮量的增加而增大,而且高氮處理的凋落物質(zhì)量損失率和有機碳損失率明顯高于低氮處理和對照。相關(guān)分析也表明凋落物質(zhì)量損失率和有機碳損失率與總有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著正相關(guān)。這說明施氮促進了落葉松凋落物的分解,尤其在高氮處理更明顯。這與不同施氮水平下馬尾松及山楊凋落物分解速率的變化規(guī)律相似[24-25]。出現(xiàn)這一結(jié)果的原因可能有2個方面:①施氮處理改變了落葉松凋落物的品質(zhì)(C/N)。本研究的落葉松林分經(jīng)過連續(xù)3 a施氮處理,在施肥試驗結(jié)束時采集的落葉松凋落物C/N隨施氮量的增加逐漸降低,尤其高氮處理的凋落物C/N已明顯低于對照,見表1。這說明施氮處理導(dǎo)致落葉松吸收了更多的氮素。凋落物較高的養(yǎng)分含量和較低的C/N將更利于其分解[26-27]。②施氮可能通過改變林地供氮水平影響了凋落物分解。本研究的高氮處理明顯增加了土壤的總有效氮質(zhì)量分?jǐn)?shù)(),進行培養(yǎng)試驗時當(dāng)?shù)蚵湮锉惶砑拥酵寥乐?新鮮碳源的輸入會刺激土壤微生物快速增殖[28-29]。但因添加的落葉松凋落物C/N較高(42.16～49.09),凋落物本身提供的氮素不能滿足微生物繁殖的需要,微生物將從土壤中獲取一定量的氮素供其生長。施氮處理的土壤因其能提供更多的有效氮,而促進了微生物繁殖,導(dǎo)致凋落物分解加快,這可從培養(yǎng)過程中施氮處理(尤其高氮處理)的MBC和MBN均表現(xiàn)高于對照的趨勢得到證明,如圖6和圖7所示。因本研究各處理添加的凋落物數(shù)量相同,凋落物提供的碳源相近,故施氮后凋落物品質(zhì)(C/N)和土壤供氮能力的改善應(yīng)是導(dǎo)致土壤微生物量出現(xiàn)差異的主要因素。

3.2 施氮對土壤有機碳礦化的影響

本研究的長白落葉松人工林經(jīng)過連續(xù)3 a施氮后導(dǎo)致凋落物C/N降低,土壤有效氮含量增加,將凋落物添加到土壤中經(jīng)過140 d的室內(nèi)培養(yǎng)后,施氮處理促進了落葉松凋落物的分解,尤其高氮處理的促進作用更明顯;同時施氮處理也導(dǎo)致土壤有機本研究培養(yǎng)結(jié)束時,各處理CO2累積礦化量由大到小依次為:S0L0、S2L2、S1L1,施氮處理均低于對照,尤其低氮處理與對照差異顯著,這表明施氮處理降低了有機質(zhì)的礦化量。類似的研究結(jié)果在草地土壤[30],以及馬尾松(Pinusmassoniana)和火力楠(Micheliamacclurei)林分土壤中也有報道[31]。本研究礦化釋放的CO2來自2個部分,一是來自添加的凋落物,二是來自土壤有機質(zhì)(HF-SOM)。因本研究施氮后提高了所添加凋落物的分解速率,這將導(dǎo)致施氮處理通過凋落物分解釋放的CO2高于對照,因此在本研究施氮處理引起CO2累積礦化量的降低,應(yīng)是減少了來自土壤有機質(zhì)的礦化所致,產(chǎn)生這種現(xiàn)象的原因可能與土壤有機碳的激發(fā)效應(yīng)有關(guān)。有研究表明,當(dāng)新鮮有機物添加到土壤之后可以改變土壤有機質(zhì)的礦化數(shù)量,這被稱作激發(fā)效應(yīng)[30,32]。Fontaine等[30,32]的研究發(fā)現(xiàn),在添加新鮮有機物的同時增加氮的供應(yīng),可導(dǎo)致土壤有機碳的激發(fā)效應(yīng)降低,土壤有機質(zhì)礦化釋放的CO2數(shù)量也隨之減少。同時盡管此時增加氮的供應(yīng),土壤微生物量表現(xiàn)增加,但增加的微生物主要是以利用新鮮有機質(zhì)為主的r對策種,由于r對策種對土壤有機碳礦化的作用小于以利用土壤有機質(zhì)為主的k對策種,故導(dǎo)致土壤有機碳礦化減少。本研究的施氮處理均導(dǎo)致了土壤有機質(zhì)礦化降低,這與Fontaine等[30,32]的結(jié)果相似,因此推測在施氮處理添加凋落物可能促進了r對策種生長,這使得施氮處理土壤的MBC和MBN均表現(xiàn)高于對照,但因r對策種不能直接利用難分解的土壤有機質(zhì)[30],其產(chǎn)生的激發(fā)效應(yīng)較低,最終導(dǎo)致施氮處理的土壤有機質(zhì)礦化量低于對照。

不過雖然本研究的2種施氮處理在試驗結(jié)束時累積CO2礦化量均低于對照,但高氮處理的累積CO2礦化量卻大于低氮處理。這可能是在高氮處理雖然供氮水平的提高降低了激發(fā)效應(yīng),但同時因更多的氮供應(yīng)促進了r對策種增殖,并引起了凋落物分解數(shù)量的增加,最終導(dǎo)致高氮處理總的累積CO2礦化量高于低氮處理。有研究認(rèn)為新鮮凋落物添加后刺激微生物生長形成的較高微生物量,與土壤腐殖質(zhì)形成密切相關(guān),最終可能長期被保存在土壤之中[21],因此,施氮處理刺激微生物生長將更利于土壤腐殖質(zhì)形成,促進土壤碳庫增加[21]。

4 結(jié)論

碳的累積礦化量和礦化速率降低。施氮在促進落葉松人工林凋落物分解的同時,減少了土壤有機碳的礦化,因此施氮有助于增加土壤有機碳的儲量。