土壤及凋落物源氮對中亞熱帶森林土壤SON的影響

馬紅亮,馬 芬,,邱 泓,,高 人,,尹云鋒,,彭園珍,

1 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,福州 350007 2 福建師范大學(xué),濕潤亞熱帶山地生態(tài)國家重點實驗室培育基地,福州 350007

土壤溶解性有機(jī)氮(Dissolved Organic Nitrogen, DON)被定義為土壤溶液中溶解的有機(jī)氮,而土壤可溶性有機(jī)氮(Solube Organic Nitrogen, SON)是指用水、KCl、K2SO4、電超濾、CaCl2或其他萃取劑從土壤中提取的有機(jī)態(tài)氮[1]。DON雖僅占土壤有機(jī)氮庫的一小部分,卻是土壤氮庫中最活躍的組分之一,在陸地生態(tài)系統(tǒng)氮循環(huán)中起著重要作用[2- 3]。盡管很少有SON和DON關(guān)系研究的報道,但是,理論上講,SON應(yīng)該是DON潛在的源。因此,SON在生態(tài)系統(tǒng)氮素循環(huán)以及維持陸地生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分平衡方面均起著重要作用。

因此,本研究以中亞熱帶森林土壤為研究對象,選用針、闊葉林凋落物,及闊葉林15N標(biāo)記材料,探究土壤有機(jī)質(zhì)和凋落物對土壤SON動態(tài)的影響差異,為認(rèn)識凋落物與土壤之間的氮素關(guān)系提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤概況

供試土壤采自福建省建甌市萬木林自然保護(hù)區(qū)(27°03′N,118°09′E),地處武夷山山脈東南、鷲峰山脈西北,屬中亞熱帶季風(fēng)氣候,年平均氣溫19.4℃,相對濕度81%,全年無霜期達(dá)277 d,年平均降水量1673.3 mm,土壤為花崗巖發(fā)育的微酸性山地黃紅壤。樣地海拔350 m,坡向300°,坡度21°,為1969年杉木(Cunninghamialanceolata)幼苗造林形成的人工林,樹種單一,林分結(jié)構(gòu)簡單,灌木層以杜莖山(Maesajaponica(Thunb.)Moritzi)、狗骨柴(Tricalysiadubia(Lindl.)Ohwi)為主,草本有狗脊蕨(Woodwardiajaponica(L.f.)Sm.)、草珊瑚(Sarcandraglabra(Thunb.)Nakai)等。在樣地的上、中、下坡隨機(jī)選取10個采樣點,收集樣方內(nèi)土壤表層的新近杉木凋落物,去除表層凋落物后,用鐵鍬采集表層土壤(0—15 cm),挑除石頭、根系、動植物殘體等雜物,充分混勻土壤帶回實驗室,過2 mm篩,裝入自封袋,置于冰箱(4 ℃)內(nèi)保存?zhèn)溆?。土壤基本理化性質(zhì)：pH(H2O)5.7,飽和持水量(WHC)638.2 g/kg,全碳 23.8 g/kg,全氮 1.8 g/kg,C/N 12.9,銨態(tài)氮20.6 mg/kg,硝態(tài)氮11.1 mg/kg,可溶性有機(jī)氮 17.7 mg/kg,土壤容重1.2 g/cm3。土壤粘粒(<0.002 mm),粉砂(0.02—0.002 mm)和砂粒(2—0.02 mm)分別為35.3%,49.3%和15.4%。

將收集的新近的、保持原有形態(tài)、外表無分解痕跡的杉木凋落物(新鮮杉木,FS),以及自米櫧盆栽內(nèi)收獲的米櫧葉及細(xì)枝凋落物(新鮮米櫧,FM)(15N豐度為6.1%),剪成1 cm×1 cm(葉)或1 cm(細(xì)枝)后裝入自封袋備用,并測定凋落物的碳、氮含量(表1)。

表1 凋落物的主要性質(zhì)

SON: 土壤可溶性有機(jī)氮,Soil soluble organic nitrogen; FS: 新鮮杉木凋落物, Fresh China fir litter; FM: 新鮮米櫧凋落物,FreshCastanopsiscarlesiilitter

1.2 試驗設(shè)計

設(shè)置土壤(S)、土壤+新鮮杉木(S+FS)和土壤+新鮮米櫧(S+FM),共3種處理。稱取相當(dāng)于烘干土重40 g的供試鮮土,裝入300 mL培養(yǎng)瓶中,開蓋置于25℃(25℃為微生物提供較適宜的土壤溫度)的生態(tài)培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)7天。預(yù)培養(yǎng)后,根據(jù)野外單位面積年凋落物現(xiàn)存量[16]來確定凋落物添加量為12.5 g/kg干土(以凋落物干重計),均勻平鋪于土壤表層,并根據(jù)土壤含水量和飽和含水量(WHC),用去離子水調(diào)節(jié)土壤含水量為60% WHC。置于25℃的生態(tài)培養(yǎng)箱中培養(yǎng),培養(yǎng)期間每3天通過稱重法保持土壤水分恒定。在培養(yǎng)開始后的第0、15、30、90、150、210 天隨機(jī)選取每種處理的3個培養(yǎng)瓶進(jìn)行破壞性取樣,挑除土壤表面未分解完的殘留凋落物。土壤和凋落物樣品分別提取測定氮含量。

1.3 研究方法

1.3.1 測定方法

土壤含水量用烘干法測定；土壤容重和飽和持水量用環(huán)刀法測定；土壤pH值采用玻璃電極法,土水比為1∶2.5；土壤粒徑組成用土壤粒徑分析儀(SEDIMA 4- 12, 德國UGT)測定；土壤全碳、氮含量用碳氮元素分析儀(Elemantar vario MAX CN, 德國)測定；土壤和凋落物可溶性總氮、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮采用0.5 mol/L K2SO4(土壤水土比為5∶1,凋落物水凋比為50∶1)浸提,振蕩1 h(250 r/min),離心10 min(4000 r/min),過濾后連續(xù)流動分析儀(SKALAR SAN++,荷蘭)測定；土壤微生物量氮采用氯仿熏蒸-K2SO4浸提法測定[17]；銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的15N豐度采用N2O產(chǎn)生法測定[18]；可溶性有機(jī)氮的15N豐度采用堿性過硫酸鉀氧化法[19],將含氮化合物的氮元素轉(zhuǎn)化為硝酸鹽,再利用N2O產(chǎn)生法測定。

1.3.2 計算方法

(1)土壤可溶性有機(jī)氮含量的計算[20]：

(2)土壤微生物量氮含量的計算[17]：

式中,MBN為微生物量氮(mg/kg),E熏蒸為熏蒸土壤浸提液的總氮含量(mg/kg),E未熏蒸為未熏蒸土壤浸提液的總氮含量(mg/kg),k為轉(zhuǎn)換系數(shù)0.45。

(3)可溶性有機(jī)氮的15N豐度和含量計算[21]：

(4)土壤SON來自凋落物的比例計算[22]：

SONf=(δ15Nfinal-t- δ15Nsoil)/(δ15NLitter-δ15Nsoil)

1.4 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)用Microsoft Excel 2013進(jìn)行整理后,使用SPSS 20.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析,用Origin 9.0軟件進(jìn)行繪圖。采用單因素方差分析(one way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較培養(yǎng)期間不同處理間的差異；采用雙因素方差分析處理和時間,及它們的交互作用,顯著性水平設(shè)定為ɑ=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤可溶性有機(jī)氮和微生物生物量氮含量的變化

圖1 不同處理土壤可溶性有機(jī)氮和微生物生物量氮含量的變化Fig.1 Changes of soil SON and MBN content under different treatmentsFS: 新鮮杉木凋落物, Fresh China fir litter; FM: 新鮮米櫧凋落物,Fresh Castanopsis carlesii litter

由圖1可以看出,0—30天,凋落物添加并沒有增加土壤SON,甚至在第30天顯著低于對照(P<0.05)；在0—15天S+FS處理最低。第90天后,各處理沒有顯著差異。土壤SON含量隨培養(yǎng)而增加,培養(yǎng)結(jié)束時,比第0天顯著(P<0.05)增加了6.6—13.6 mg/kg,凋落物添加處理增幅較大。土壤MBN含量在前30天快速降低,S, S+FS和S+FM分別顯著(P<0.05)降低135.5、164.2 mg/kg和92.5 mg/kg,之后,維持在平均52.3 mg/kg。在0和15天,各處理間MBN差異顯著(P<0.05),在30、90天和150天S+FS處理與S+FM處理差異顯著(P<0.05)。方差分析顯示,處理、培養(yǎng)時間及它們的交互作用對土壤SON和MBN含量影響顯著(P<0.05)。

2.2 土壤SON的15N豐度及含量的變化

由圖2可以看出,除30天外,S+FM處理顯著(P<0.05)提高了土壤SON的15N豐度和含量；培養(yǎng)結(jié)束時,S+FM處理土壤SON的15N豐度為4.70%,是對照S的約13倍。土壤SO15N含量為1.26 mg/kg,是對照S的約14倍。由表2可知,土壤SON來自米櫧凋落物處理的比例在210天最高,土壤氨態(tài)氮的比例在30天內(nèi)增加后,不斷升高,然而土壤硝態(tài)氮的比例很小。

圖2 不同處理土壤可溶性有機(jī)氮的15N豐度及含量的變化Fig.2 Changes of 15N abundance and content of SON under different treatments

2.3 土壤無機(jī)氮含量的變化

由圖3可知,第15天和30天,S+FS處理的土壤銨態(tài)氮含量顯著(P<0.05)高于S處理；然而,0—30天,S+FM處理顯著(P<0.05)低于S處理。從第90天開始,各處理間的土壤銨態(tài)氮含量沒有差異。培養(yǎng)結(jié)束時,各處理比第0天時顯著(P<0.05)降低了9.6—17.4 mg/kg。相反,各處理的土壤硝態(tài)氮含量均呈線性增加趨勢,S+FS處理從第30天開始顯著(P<0.05)高于S處理21.2%—83.4%；而S+FM處理的低于S處理12.2%—38.4%,且除第0天和30天外,與S處理的差異顯著(P<0.05)。培養(yǎng)結(jié)束時,各處理的土壤硝態(tài)氮含量比第0天顯著增加了121.6—180.3 mg/kg,以S+FS處理的增幅最大。方差分析顯示,處理、培養(yǎng)時間及它們的交互作用對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量影響顯著(P<0.05)。

圖3 不同處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的變化Fig.3 Changes of soil and content under different treatments

2.4 凋落物可溶性氮含量的變化

由圖4可以看出,FM的可溶性銨態(tài)氮迅速在15天升高,然后隨著培養(yǎng)而降低,培養(yǎng)結(jié)束時,FS和FM的可溶性銨態(tài)氮比第15天(最高值)分別顯著(P<0.05)降低了0.50 g/kg和0.47 g/kg。然而,可溶性硝態(tài)氮含量均呈上升趨勢(圖4),90天開始FS的顯著高于FM(P<0.05)。培養(yǎng)結(jié)束時,FS和FM的硝態(tài)氮比第0天分別顯著(P<0.05)增加了1.08 g/kg和0.42 g/kg。凋落物可溶性SON含量隨培養(yǎng)而降低,僅在0、30天和90天處理之間有顯著差異(P<0.05)；培養(yǎng)結(jié)束時,與第0天相比,FS和FM的SON分別顯著(P<0.05)降低0.52 g/kg和0.24 g/kg。方差分析顯示,處理、培養(yǎng)時間及它們的交互作用對凋落物可溶性銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、SON含量影響顯著(P<0.05)。

圖4 不同凋落物可溶性氮含量的變化Fig.4 Changes of soluble nitrogen content in different plant litters

2.5 全氮含量及C/N比的變化

2.5.1 土壤全氮含量及C/N比的變化

由圖5可以看出,在整個培養(yǎng)期,土壤全氮含量在S+FS處理最高、S+FM處理最低。在0天S+FM處理顯著(P<0.05)低于S和S+FS處理,而在90天和210天S+FS處理顯著(P<0.05)高于S和S+FM處理。培養(yǎng)結(jié)束時,S,S+FS和S+FM處理的土壤全氮含量分別是1.82、1.88 g/kg和1.80 g/kg。土壤C/N在S+FM處理的0天最高(P<0.05),且隨培養(yǎng)結(jié)束S+FS和S+FM處理的降低明顯(P<0.05),而S處理變化不大(圖5)。方差分析顯示,處理對土壤全氮含量及C/N比影響顯著(P<0.05),培養(yǎng)時間僅對C/N比影響顯著(P<0.05),而處理與培養(yǎng)時間的交互作用不顯著(P>0.05)。

2.5.2 凋落物全氮含量及C/N比的變化

由圖6可知,凋落物全氮含量在30天之前快速升高,然后FS的全氮隨培養(yǎng)而降低。FM的C/N比在30天之前快速降低,而后緩慢下降到23.3；但是FS在30天之前降低后,沒有繼續(xù)下降。在第0、30天和90天,全氮在FM顯著(P<0.05)低于FS,C/N在FM顯著(P<0.05)高于FS,第210天則相反。方差分析顯示,處理、培養(yǎng)時間及它們的交互作用對凋落物全氮含量及C/N比影響顯著(P<0.05)。

3 討論

凋落物中含有大量的可溶性有機(jī)氮[9-10],影響表層土壤氮含量[8,10]。凋落物作為氮含量較高的外源有機(jī)物質(zhì),由易分解成分(如糖類、淀粉、脂肪等)和難分解成分(如木質(zhì)素、多酚等)組成[23],其階段性分解進(jìn)入土壤的物質(zhì)必然對SON的產(chǎn)生影響。本研究發(fā)現(xiàn),針闊葉凋落物含有較高的可溶性有機(jī)氮(表1),置于土壤表面開展研究,凋落物SON降低,但是并有顯著提高土壤SON(圖1)。表明凋落物SON沒有直接影響土壤。

研究表明,凋落物的C/N比與土壤氮礦化呈負(fù)相關(guān),即凋落物C/N比低,氮釋放快,但是C/N比存在閾值,當(dāng)超過閾值時,氮礦化和固定發(fā)生轉(zhuǎn)折[24-25]。張圣喜等[26]研究表明,土壤微生物的C/N比一般維持在10左右,如果添加的凋落物C/N比較高,在其降解過程中,土壤微生物對氮的需求就較多,如果添加的凋落物C/N比接近于25,那么土壤微生物的生物量往往較高,凋落物的分解速率也較快。本研究中,杉木凋落物(FS)的C/N比最低,為24.1,大于土壤C/N比(12.9)。培養(yǎng)90天,S+FS處理的土壤銨態(tài)氮含量高于對照,土壤以氮礦化為主,因此,SON低于S處理。S+FS處理土壤氨態(tài)氮在15天迅速升高(圖3),一方面是由于土壤SON礦化而增加氨態(tài)氮(圖1),另一方面杉木林凋落物可溶性氨態(tài)氮持續(xù)降低(圖4)。但90天后因硝化作用增強(qiáng),S+FS處理的土壤和凋落物硝態(tài)氮含量在不斷升高,且土壤氨態(tài)氮最低。由于杉木林凋落物的可溶性硝態(tài)氮含量本身并不高(表1),因此,杉木凋落物源SON降低主要發(fā)生硝化作用,并沒有直接提高土壤SON。有研究顯示表土層水溶性有機(jī)氮濃度隨著森林凋落物層的增加而增加,表明凋落物層的淋溶起主要作用[8],而本文土壤SON沒有增加可能與缺少淋溶向下運(yùn)輸有關(guān)。結(jié)合對半分解杉木凋落物C/N比(57.7)、可溶性氨態(tài)氮(13.9 mg/kg)和可溶性有機(jī)氮(178.3 mg/kg)的分析,我們判斷,從新近杉木凋落物(表1)到半分解狀態(tài),將釋放大量的可溶性氮,因此,在自然狀態(tài)下,凋落物分解對土壤的影響是存在的。本研究中,添加杉木凋落物提高了土壤硝態(tài)氮含量,然而,野外樣地土壤硝態(tài)氮含量沒有增加[27],說明野外無機(jī)氮被植物吸收利用或淋溶損失。Qualls等[7]認(rèn)為凋落物層無機(jī)氮含量很少,主要歸因于根系和菌根吸收。當(dāng)杉木凋落物粉碎后和土壤混合培養(yǎng),土壤無機(jī)氮降低[28],而本文將杉木凋落物放于土壤表面,無機(jī)氮并沒有降低,表明表層凋落物對土壤氮的貢獻(xiàn)是積極的[7- 8]。由于來自凋落物層和土壤層的SON分解難易程度不同[13- 14],且隨著分解凋落物SON含量降低[8],而含有較高SON的新鮮杉木沒有增加土壤SON的結(jié)果表明,在沒有降雨情況下,土壤中的SON主要來自土壤有機(jī)質(zhì)的分解。林寶平等[29]研究去除人工林凋落物1年后降低土壤氮儲量,強(qiáng)調(diào)了凋落物輸入的重要性,但并未區(qū)分土壤和凋落物源DON的動態(tài)差異。而來自凋落物源的易變(labile)碳氮對土壤有機(jī)質(zhì)有激發(fā)效應(yīng)[30],因此,研究認(rèn)為即使凋落物提供了大量SON給土壤,由于它的可利用性,土壤中的SON主要還是來自土壤自身有機(jī)物的轉(zhuǎn)化。

新鮮米櫧凋落物(FM)的C/N比分別為57.5,遠(yuǎn)大于土壤C/N比(12.9)。闊葉林凋落物的可溶性氨態(tài)氮非常低,加入土壤培養(yǎng)后,S+FM處理土壤氨態(tài)氮低于對照,且在15天內(nèi)迅速降低,而凋落物可溶性氨態(tài)氮則在同時間段迅速升高,然后開始降低(圖4),說明有較高C/N比的闊葉林凋落物的分解初期需要足夠的氨態(tài)氮,土壤以氮固定為主。土壤氮可以向凋落物轉(zhuǎn)移來提高凋落物的分解[31],因此,在后期FM添加處理土壤SON高于對照。同時FM添加降低土壤硝態(tài)氮含量,這可能與較高C/N比的凋落物具有較低的凈硝化和較高的硝態(tài)氮生物消耗有關(guān)[32],也可能與硝態(tài)氮的固定有關(guān)[28]。Jones等[33]認(rèn)為,土壤中難溶性的有機(jī)氮分解為SON,特別是易降解的低分子量有機(jī)氮,是限制土壤氮礦化的關(guān)鍵因素。而SON的生物降解性由微生物的碳需求驅(qū)使,而并非氮有效性[34]。在凋落物分解初期或新近凋落物可產(chǎn)生易分解的水溶性物質(zhì)、碳水化合物以及含氮化合物,大量養(yǎng)分迅速釋放,供微生物利用而提高其活性[35-36],外源營養(yǎng)物質(zhì)的輸入會刺激微生物對土壤DOM的礦化[10]。因此,培養(yǎng)90天之前的SON主要來自土壤中有機(jī)質(zhì)的分解,90—210天,F+FM處理來自凋落物的SON比例增加。然而,90天之前來自凋落物的氨態(tài)氮比例的升高(表2),表明FM凋落物中SON迅速礦化或凋落物中可溶性氨態(tài)氮的釋放,且微生物優(yōu)先利用來自土壤的氨態(tài)氮發(fā)生硝化作用,導(dǎo)致土壤的氨態(tài)氮降低,以及來自凋落物的硝態(tài)氮比例非常低(表2)。本研究雖然沒有開展15N標(biāo)記的杉木林凋落物添加實驗,根據(jù)杉木林凋落物可溶性氮的變化情況,與闊葉林凋落物的影響比較,土壤中來自杉木凋落物的最高可溶性有機(jī)氮的比例可能需要更短的時間,氨態(tài)氮的比例會更高?？梢?土壤中的SON是與凋落物分解的動態(tài)、以及對土壤的影響有關(guān),而正如凋落物之間氮素轉(zhuǎn)移受到淋溶的影響一樣[37],降雨將影響氮素由凋落物向土壤層的轉(zhuǎn)移。