陳 天,程瑞梅, 2,*,王麗君,肖文發(fā), 2,沈雅飛, 2,孫鵬飛,張 萌,曾立雄, 2

1 中國林業(yè)科學研究院森林生態(tài)環(huán)境與自然保護研究所 國家林業(yè)和草原局森林生態(tài)環(huán)境重點實驗室,北京 100091 2 南京林業(yè)大學 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心,南京 210037

自然狀態(tài)下超過99 %的土壤氮以有機態(tài)存在,有機氮的礦化速率直接影響土壤氮的周轉(zhuǎn)速率和生產(chǎn)力水平[1]。大氣氮沉降的增加對植物凈初級生產(chǎn)力提高有一定的貢獻,但隨著氮輸入的增加,就會產(chǎn)生氮損失增加和土壤酸化等現(xiàn)象,繼而導致生物多樣性喪失等后果[2—3]。研究表明,氮沉降會影響土壤氮礦化水平。例如,人工模擬氮沉降處理可以顯著促進森林土壤凈氮礦化量,但這種促進作用會隨著處理時間的延長而減弱[4];也有研究表示氮沉降對森林土壤氮礦化的促進不顯著[5],有的地區(qū)還會出現(xiàn)氮沉降抑制土壤氮礦化的現(xiàn)象[6—7]。團聚體是土壤結(jié)構(gòu)的基本單元,表層土中的有機氮基本存在于各級的團聚體之中,團聚體的有機氮礦化整合結(jié)果是土壤有機氮礦化的實質(zhì)[8]。不同粒徑的團聚體有機氮礦化速率存在差異。如Cai等發(fā)現(xiàn)微團聚體(<250 μm)由于具有較小粒徑,可以結(jié)合更多有機物,因此具有較高的氮礦化速率;而較大粒徑的團聚體由于有機物分解空間受制等原因,導致氮礦化速率為顯著低于微團聚體[9];但是李奕等報道指出土壤有機氮礦化主要取決于土壤氮含量,而與土壤團聚體無直接關系[10]。總體來說,對于團聚體粒徑大小與有機氮礦化的關系尚無統(tǒng)一結(jié)論。

土壤氮礦化是一個復雜的過程,涉及生物因素(土壤酶等)和非生物因素(土壤養(yǎng)分、pH等),在氮轉(zhuǎn)化的每一階段均需要專一的生物酶的參與。如薛立等[11]發(fā)現(xiàn),在一定層面上,有機氮的礦化速率可以用脲酶(UE)活性來表征。在針對亞熱帶地區(qū)森林的研究中發(fā)現(xiàn),氮沉降顯著提高了脲酶和酸性磷酸酶(AP)等土壤氮磷循環(huán)關鍵過程中的水解酶的活性,在作用時間達到三年時增幅更加顯著[12];而在溫帶森林中,土壤N-乙酰-β-D-葡糖苷酶(NAG)和過氧化物酶(POD)的活性在氮沉降作用下卻受到了抑制[13—15],這說明大氣氮沉降除了通過土壤氮儲量直接影響土壤氮礦化,還可以通過改變土壤酶活性對氮礦化產(chǎn)生影響。因此,要分析和預測區(qū)域氮沉降對森林土壤氮素動態(tài)的影響,需要結(jié)合當?shù)赝寥拉h(huán)境條件對氮沉降的響應。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于湖北省秭歸縣茅坪鎮(zhèn)泗溪村,地理坐標為30°78′30″N,110°94′13″E,屬于亞熱帶大陸性季風氣候,年平均氣溫14—22℃,年平均降水量1400 mm。研究區(qū)內(nèi)馬尾松為20世紀80年代飛播造林,樣地內(nèi)林分分布均勻,平均坡度20°,海拔 800—850 m。土壤類型主要有黃棕壤、紫色土等,土壤深度約40 cm。研究區(qū)內(nèi)的植被以天然植被為主,林下伴生灌木植物有:茶(Camelliasinensis)、細齒葉柃(Euryanitida)等;伴生草本植物:魚腥草(Houttuyniacordata)和千里光(Senecioscandens)等。

1.2 試驗設計與樣品采集

根據(jù)當?shù)氐拇髿獾两当尘爸?30 kg N hm-2a-1),以NH4NO3為外源N源,通過定位添加的方式,設置4個不同的氮處理,分別是:①N0,氮添加量為0 kg N hm-2a-1,此為對照處理;②N30,氮添加量為30 kg N hm-2a-1;③N60,氮添加量為60 kg N hm-2a-1;④N90,氮添加量為90 kg N hm-2a-1。2018年7月,在馬尾松林內(nèi)拉設3個20 m×20 m的樣方,樣方完全隨機區(qū)組設計。每個樣方中布設4個土壤條件相近的3 m×3 m 的樣點,用于4 個氮添加處理的使用。將NH4NO3的年施用量平均分成6 等份,從2018年8月開始,每2 個月對樣點進行一次氮添加處理,對照組則噴灑相同量的清水。2021年8月,在每個樣方中去除表面凋落物,并隨機選取30 個采樣點,用直徑5 cm,高10 cm的PVC管采取樣點中的原狀土,用保鮮膜封存,置于冷藏箱中運回實驗室4 ℃冰箱保存。在實驗室將PVC管中土樣小心取出,順著土壤縫隙將土壤掰成8 mm以下的小塊,根據(jù)Elliott[18]提出的篩分法將土壤團聚體進行分級,得到大團聚體(>2000 μm)、小團聚體(250—2000 μm)和微團聚體(<250 μm) 共3個粒徑[19]。土壤分別用于土壤酶活性檢測、土壤 pH等土壤性質(zhì)檢測以及后期礦化實驗。

1.3 測定指標與方法

1.3.1土壤檢測方法

將篩出的部分團聚體自然風干后分別過2 mm和0.149 mm的篩子,用于土壤基本性質(zhì)的檢測。使用電極法測定土壤 pH (水土比為2.5∶1.0,pH211 酸度計);高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容重法測定土壤有機質(zhì)(SOM),凱氏定氮法測定全氮(TN),鹽酸、氟化銨浸提-鉬銻抗比色法測定速效磷(aP),乙酸銨浸提-火焰光度法法測定速效鉀(aK)。土壤氨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量使用流動分析儀完成檢測。

1.3.2土壤氮礦化速率計算

使用純水將團聚體含水量調(diào)節(jié)至田間最大持水量的60 %,置于25 ℃的培養(yǎng)箱中預培養(yǎng)7 d,以恢復樣品中的微生物水平。預培養(yǎng)結(jié)束后,取部分團聚體放入冰箱保存,用于礦化實驗前氨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的測定。稱取相當于20 g干土重量的團聚體置于350 mL梅森瓶中,用無菌透氣封口膜封住瓶口,在培養(yǎng)箱中于25 ℃中培養(yǎng)28 d,期間每48 h采用稱重法調(diào)節(jié)團聚體水分。培養(yǎng)結(jié)束后,將梅森瓶中的土壤轉(zhuǎn)移至4℃冰箱保存,用于礦化實驗后的土壤氨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量測定。土壤氮礦化速率的計算[7]:

R氨=(NB氨-NA氨) /d

R硝=(NB硝-NA硝) /d

Nmin=(NB氨+NB硝-NA氨-NA硝) /d

1.3.3土壤酶活的表征和測定

相對于初中學生而言，除了心理的成長，身體的成長也格外的重要。相對于身體成長而言，合理健康的飲食和生活習慣起到了至關重要的作用。但是在中學時期的學生中不乏會出現(xiàn)一些減肥或者貪吃的現(xiàn)狀，造成學生身高和體重嚴重不符，再者因為網(wǎng)絡的普及促使著學生養(yǎng)成了晚睡晚起的壞習慣，這對于學生的身體健康成長都有著極大的危害。所以在課堂教學活動中，教師也要能夠通過知識的講解，培養(yǎng)學生養(yǎng)成健康的飲食和生活習慣，這對于中學生的身體健康成長有著重要的影響。

土壤使用上海通蔚生物科技有限公司生產(chǎn)的試劑盒(微量法)處理,酶活使用賽默飛世爾(上海)儀器有限公司生產(chǎn)的Multiskan FC型酶標儀測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2016進行數(shù)據(jù)整理,使用SPSS 19.0和Canoco for Windows 4.5對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。采用單因素方差分析(Oneway ANOVA)和 Duncan 多重比較對不同氮添加水平下各指標進行顯著性檢驗,檢驗水平P= 0.05。圖表中數(shù)據(jù)的表達形式為“平均值 ± 標準差”。使用Origin 2021完成繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 氮添加對團聚體理化性質(zhì)的影響

由表1可得,馬尾松人工林土壤整體呈酸性,氮添加處理未對土壤速效鉀產(chǎn)生顯著影響。N30和N60提高了土壤有機質(zhì)(SOM)含量,土壤全氮(TN)含量隨氮添加未顯示出顯著的累加效應,N90低了SOM、TN和速效磷(aP)的含量。微團聚體的SOM和TN含量整體最高。

表1 氮添加對團聚體理化性質(zhì)影響

2.2 氮添加對土壤團聚體氮礦化速率的影響

表2 礦化實驗前后團聚體的無機氮含量

如圖1所示,土壤平均凈氨化速率整體低于土壤凈硝化速率。氮添加處理顯著抑制了大團聚體和小團聚體的凈氨化速率(P<0.05),微團聚體凈氨化速率在N90下達到最高。各粒徑團聚體土壤凈硝化速率均在N90處理下最高。大團聚體的凈硝化速率整體低于小團聚體和微團聚體(P<0.05)。由圖1可得,大團聚體的凈氮礦化速率均低于小團聚體和微團聚體(P<0.05)。

圖1 氮添加對土壤氮礦化速率的影響Fig.1 Effect of N additions on N mineralization rates of aggregatesN0:對照處理,氮添加量為0 kg N hm-2 a-1;N30:氮添加量30 kg N hm-2 a-1;N60:氮添加量60 kg N hm-2 a-1;N90:氮添加量90 kg N hm-2 a-1

2.3 氮添加對土壤團聚體酶活的影響

如圖2所示為氮添加下團聚體中脲酶(UE)、過氧化物酶(POD)、硝酸還原酶(NR)、酸性磷酸酶(AP)以及N-乙酰-β-D-葡糖苷酶(NAG)的活性變化。POD在大團聚體中整體活性最低,NR在微團聚體中活性整體最低,在小團聚體中活性整體最高。氮添加處理降低了小團聚體中的POD活性,提高了微團聚體POD的活性。N60和N90提高了大團聚體和小團聚體中NR的活性(P<0.05)。與N0相比,微團聚體的AP和NAG活性在氮添加處理后出現(xiàn)了下降(P<0.05)。

圖2 氮添加對土壤酶活的影響Fig.2 Effect of N addition on enzyme activities of aggregates

2.4 線性相關分析

圖3 土壤理化性質(zhì)與氮礦化速率的相關性Fig.3 Correlation between physical and chemical properties on aggregates and N mineralization rates.SOM:有機質(zhì),Soil organic matter;TN:土壤全氮,Soil total nitrogen;aP:土壤速效磷,Available phosphorus;aK:土壤速效鉀,Available 礦化量;礦化量; r2值后標注“*”表示在0.05檢驗水平上相關性顯著,r值后標注“**”表示在0.01檢驗水平上相關性顯著; 由圖4可得,土壤理化性質(zhì)對所測的5種土壤酶活性均存在不同程度影響。土壤SOM、TN與AP和NAG之間的正相關達到顯著水平。土壤UE活性與土壤以及aP與UE、POD之間存在正相關(P<0.05);土壤aK與POD存在負相關(P<0.05),與NR存在正相關(P<0.01)

圖4 土壤理化性質(zhì)與土壤酶的相關性Fig.4 Correlation between physical and chemical properties on aggregates enzymes activities

3 討論

3.1 土壤理化性質(zhì)和氮礦化量對氮添加的響應

3.2 土壤酶活對氮添加的響應

脲酶(UE)是土壤重要的水解酶之一,在土壤氮循環(huán)中起到非常重要作用,以往研究多認為氮沉降可以提高土壤UE的活性[26]。實驗發(fā)現(xiàn),氮添加量與土壤UE活性之間沒有顯著的相關,是由于氮添加解除了土壤無機氮的限制,繼而土壤微生物UE的分泌的需求減少所致[24]。而微團聚體中UE活性相對較高,某種程度上可能會增加氨氣的揮發(fā)量,造成環(huán)境溫室氣體增加,存在無機氮利用率較低的風險[27]。硝酸還原酶(NR)是催化反硝化作用的第一階段的生物酶,是生態(tài)系統(tǒng)中氮循環(huán)過程中一個重要的調(diào)節(jié)酶和限速酶[28]。N30和N60處理下NR活性較N0處理差異不顯著,這是包括馬尾松在內(nèi)的植物和土壤微生物等加快了對土壤氮的吸收利用,減弱了土壤氮循環(huán)過程中的反硝化強度[28];N90處理下土壤的活性較高,反映了該處理下土壤反硝化過程加快,也加重了土壤氮除了淋溶途徑之外的流失,繼而最終導致土壤TN在N90處理下較其他3個處理沒有顯著提高。在團聚體層面上,微團聚體中TN含量較低,同時具有較高UE活性,與其他兩個粒徑相比,微團聚體的反硝化途徑受到了一定程度的抑制[29]。N-乙酰-β-D-葡萄糖苷酶(NAG)活性在氮添加后活性降低,表明氮的增加可能使土壤中該水解過程速率降低,或者土壤微生物對水解產(chǎn)物的需求出現(xiàn)了下降,結(jié)合氮添加提高了大團聚體和小團聚體的酸性磷酸酶(AP)的活性,說明土壤酶活調(diào)節(jié)依照一般的自然經(jīng)濟學原則:即隨著土壤氮添加量的增加,土壤氮限制逐漸解除,與此同時對磷的需求增加,因此這兩種水解酶的活性對氮添加的響應出現(xiàn)相反的趨勢[17, 30]。

過氧化物酶(POD)是氧化還原反應中一個非常重要的限制酶,負責將木質(zhì)素、芳香族化合物等分解為醌和酚類等簡單有機物,直接影響土壤中難分解有機物的分解[31]。氮添加顯著的抑制了大團聚體和小團聚體中的POD活性,這是由于氮輸入抑制了與其合成和分泌有關的真菌(如白腐真菌、叢枝菌根真菌)的數(shù)量,從而使POD活性下降[32];微團聚體中POD的活性的增加,意味著氮添加會加速微團聚體中腐殖質(zhì)的形成[31]。

3.3 氮添加下土壤酶活性與氮礦化的關系

如圖5和圖6所示為4種氮添加處理下土壤酶活性與土壤氮礦化速率RDA分析和相關性分析。UE對土壤氨化速率、土壤硝化速率、土壤氮凈礦化速率均存在促進效應,這與以往的實驗結(jié)果一致[33—34]。這是由于UE是水解尿素的專項生物酶,繼而影響整體土壤凈氮轉(zhuǎn)化速率;但是在復雜的土壤環(huán)境中,有機氮的轉(zhuǎn)化同時存在氮的礦化(增加礦機氮)和礦質(zhì)氮被同化形成有機氮(減少礦質(zhì)氮),兩條路徑的博弈結(jié)果最終表現(xiàn)為土壤有機氮礦化量的變化[35]。氮本身作為土壤的限制因素之一,UE活性的提高帶來土壤可利用性氮的提高,對兩條有機氮轉(zhuǎn)化路徑的激發(fā)效應也同時存在,因此在統(tǒng)計學上UE活性與土壤氨化速率、土壤硝化速率和土壤氮凈礦化速率未達到顯著水平[36—37]。NAG與土壤凈硝化速率存在顯著正相關,這與張錦新等人的研究一致[38]。從經(jīng)濟學角度分析,馬尾松人工林土壤有機氮向無機氮轉(zhuǎn)化過程中,POD的活性與無機氮儲量會呈現(xiàn)負相關。POD將木質(zhì)素、芳香族化合物等氧化為如醌和酚類等,多種土壤微生物有機會大量繁殖,會消耗部分無機氮來滿足生產(chǎn)[39—40];另外,過氧化物酶具有清除過氧化物質(zhì)的催化效果,將減輕土壤系統(tǒng)中的過氧化毒害程度,可能在此過程中提高了催化反硝化過程的相關酶的活性,這需要進一步實驗探究。

圖5 土壤酶活性與土壤氮礦化速率RDA分析圖 Fig.5 Redundancy analysis of aggregates enzyme activities and N mineralization ratesRDA分析:冗余分析,Redundancy analysis;UE:土壤脲酶,Urease;POD:過氧化物酶,Peroxidase;NR:硝酸還原酶,Nitrate reductase;AP:酸性磷酸酶,Acid phosphatase;NAG:N-乙酰-β-d-氨基葡萄糖苷酶,N-acetyl-β-D-glucosaminidase

圖6 土壤氮礦化速率與土壤酶活性相關性分析Fig.6 Correlation analysis between aggregates N mineralization rates and enzyme activities

4 結(jié)論

(1) 土壤SOM和TN含量在高氮處理下顯著降低。氮添加增加了土壤aP限制的風險,在小團聚體中表現(xiàn)最為顯著。此外,氮添加降低了小團聚體的POD以及微團聚體中的AP和NAG的活性。

(2) 團聚體的物理結(jié)構(gòu)是保護有機氮的重要機制。土壤凈氮礦化主要貢獻者是土壤凈硝化反應;土壤凈氮轉(zhuǎn)化效率在N90處理下最高。

(3) 氮添加下SOM和TN的增加可能導致土壤aP限制,而aK的增加會降低這種風險。此外,氮添加影響土壤酶活性,可能導致土壤氮流失和氨氣釋放增加的風險,并導致小團聚體中含碳難分解有機物的分解受限。氮添加下多種土壤酶活性綜合影響了土壤氮礦化。其中UE、NAG與凈氨化、凈硝化和凈氮轉(zhuǎn)化之間分別存在顯著正相關,POD與凈硝化和凈氮轉(zhuǎn)化效率之間存在顯著負相關。