添加硫和錳對長白山森林土壤與腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化的影響*

王玉哲 張鳳麗 鄭興波 韓士杰 鄭俊強,

(1. 福建農(nóng)林大學(xué)林學(xué)院 福州 350002； 2. 中國科學(xué)院森林生態(tài)與管理重點實驗室 中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所 沈陽 110016； 3. 河南大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院 開封 475004)

土壤碳庫是陸地生態(tài)系統(tǒng)中最大的碳庫，其中森林土壤有機碳約占全球土壤總有機碳的70%(Panetal., 2011)。根據(jù)周轉(zhuǎn)時間不同，土壤有機碳可分成不同組分，其中蛋白質(zhì)、淀粉和碳水化合物等容易被微生物利用和降解，稱為活性碳庫(Bergetal., 2007)。木質(zhì)素、腐殖質(zhì)類和多酚化合物等頑固性碳組分的周轉(zhuǎn)速度較慢，容易在土壤中累積，故稱為頑固性有機碳，鑒于其在全球碳循環(huán)中的重要性，對其礦化的關(guān)注愈來愈多(Davidsonetal., 2006)。

近年來，工業(yè)生產(chǎn)將大量的二氧化硫和氮氧化物排入大氣，之后不同形態(tài)的硫和氮隨降水(濕沉降)或顆粒物(干沉降)進(jìn)入環(huán)境，引起一系列生態(tài)環(huán)境問題(Duanetal., 2016)。我國已成為繼歐美之后的世界第三大酸沉降(包括氮沉降和硫沉降)區(qū)(Liuetal., 2013)。硫沉降往往在酸沉降中占據(jù)很大比例，會引起土壤酸化，并通過改變微生物的豐度和活性從而影響土壤有機碳礦化(Vileetal., 2003)。此外，硫酸鹽的還原過程也會產(chǎn)生CO2(Chambersetal., 2011)。目前國內(nèi)關(guān)于硫?qū)ν寥烙袡C碳礦化影響的研究主要集中在熱帶和亞熱帶森林(吳建平等， 2015； Wuetal., 2016)，而對溫帶森林的研究相對較少。

Mn在土壤中含量豐富(Boudissaetal., 2006)，自然本底濃度能達(dá)到5 mg·g-1(Hernandez-Sorianoetal., 2012)。錳過氧化物酶(MnP)是一種依賴Mn的過氧化物酶，有助于白腐菌將木質(zhì)素降解為CO2和水(Hofrichter, 2002)。有研究報道凋落物在分解后期的質(zhì)量損失與其Mn2+濃度呈正相關(guān)(Bergetal., 2007； Hofrichter, 2002； Virzo De Santoetal., 2009)。此外，Trum等(2011)對歐洲山毛櫸(Fagussylvatica)林土壤腐殖質(zhì)層的研究發(fā)現(xiàn)，Mn2+對土壤有機碳礦化的影響因腐殖質(zhì)類型及分解程度而異。在未來全球變化背景下，大氣CO2濃度升高和酸沉降導(dǎo)致的土壤酸化也會引起土壤Mn2+濃度升高(Bowmanetal., 2008； Ohetal., 2004; Watmoughetal., 2007)。然而，土壤Mn2+濃度增加是否能促進(jìn)土壤頑固性有機碳的分解，還需進(jìn)一步研究(Trumetal., 2011)。

鑒于此，本研究以長白山自然保護(hù)區(qū)的闊葉紅松(Pinuskoraiensis)林、白樺(Betulaplatyphylla)和山楊(Populusdavidiana)為主的楊樺林和高山苔原的土壤以及闊葉紅松林和楊樺林的腐殖質(zhì)為對象，探討硫和錳添加對土壤頑固性有機碳礦化及其溫度敏感性的影響，以期為評估長白山森林碳元素的生物地球化學(xué)循環(huán)對大氣硫輸入的響應(yīng)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤來源

供試土壤采自長白山自然保護(hù)區(qū)的闊葉紅松林、楊樺林和高山苔原。該區(qū)域?qū)儆诘湫偷臏貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候，年均氣溫3.8 ℃，年降水量600 ～ 900 mm，水熱同期，夏季短暫多雨，冬季漫長寒冷。長白山氣象觀測場監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，冬季(10月至翌年2月)降水中的硫酸根月均含量從2015的3.0 mg·L-1增加到2017年的4.0 mg·L-1，說明長白山森林地區(qū)硫沉降有一定程度的增加趨勢。闊葉紅松林位于中國科學(xué)院長白山森林生態(tài)系統(tǒng)定位站一號標(biāo)準(zhǔn)地(128°05’E，42°24’N)，海拔766 m，主要樹種為紅松、蒙古櫟(Quercusmongolica)、水曲柳(Fraxinusmandsurica)和紫椴(Tiliaamurensis)，優(yōu)勢樹種的平均年齡為300年。楊樺林與闊葉紅松林毗鄰，于20世紀(jì)40年代林地干擾后形成。闊葉紅松林和楊樺林土壤為砂壤土，屬于暗棕壤，由松散的火山灰?guī)r發(fā)育而成，0～5 cm土層的土壤有機碳含量約為13%，闊葉紅松林和楊樺林0～20 cm土層土壤的有效錳含量分別為1.20～1.59和0.81～1.22 mg·kg-1。高山苔原(128°04’E，42°02’N，海拔2 150 m)，坡向朝南，有機層厚10～15 cm，透水性好，pH值為5.9。有機層下礦質(zhì)土壤非永久凍土，主要植被為越桔屬(Vacciniumspp.)矮灌和苔蘚。

1.2 土樣采集

2010年5月，在闊葉紅松林和楊樺林分別設(shè)置20個采樣點，在高山苔原設(shè)置16個采樣點。在每個采樣點，分別于1 m2的區(qū)域用直徑5 cm的取土器采集3個0～10 cm土層土柱，將每個采樣點的3個土柱裝入同一塑料密封袋，放入冰盒中冷藏保存。土壤運回實驗室后，移去根系和石塊等雜質(zhì)后，過2 mm篩，將每個植被類型所有土壤樣品混合均勻，取部分土壤樣品風(fēng)干后用于測定基本理化性質(zhì)，其余土壤置于4 ℃下冷藏保存用于培養(yǎng)試驗。在闊葉紅松林和楊樺林長期監(jiān)測標(biāo)準(zhǔn)樣地內(nèi)隨機選擇20個1 m×1 m樣方，移去樣方中心處地表凋落物層后，用10 cm×10 cm的不銹鋼采用框采集腐殖質(zhì)層樣品(Fisheretal., 2000)，過4 mm篩后分成2份，1份自然風(fēng)干用于全碳和全氮含量測定，另一份置于4 ℃下冷藏保存以備室內(nèi)培養(yǎng)試驗使用。供試土壤和腐殖質(zhì)層的基本性質(zhì)見表1。

表1 供試腐殖質(zhì)和0～10 cm土層土壤基本理化性質(zhì)

1.3 試驗設(shè)計

稱取每種植被類型4 ℃冷藏保存的土壤(20 g)和腐殖質(zhì)(7 g)樣品各50份，置于180 mL的培養(yǎng)瓶中，在黑暗條件下預(yù)培養(yǎng)90天。為保持好氧條件，分別將土壤和腐殖質(zhì)的含水率調(diào)至其生長季的野外平均水平，分別為40%和70%。預(yù)培養(yǎng)是為了消耗樣品中的活性碳組分(Hoosbeeketal., 2007)，在預(yù)培養(yǎng)過程中通過定期稱質(zhì)量來維持樣品含水率。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，用微型噴霧器將2 mL MnCl2、NaCl、MnSO4和Na2SO4溶液均勻噴灑在培養(yǎng)瓶中土壤和腐殖質(zhì)樣品表面，每種溶液處理設(shè)10個重復(fù)。本研究供試土壤和腐殖質(zhì)的Mn2+含量為1.12～3.90 mg Mn·g-1有機碳，根據(jù)土壤和腐殖質(zhì)樣品中Mn2+添加量為3.00 mgMn·g-1有機碳的標(biāo)準(zhǔn)(Bergetal., 2007； Virzo De Santo, 2009)，計算MnCl2和MnSO4溶液濃度，然后根據(jù)MnCl2和MnSO4溶液中Cl-和SO42-的摩爾濃度分別推算出NaCl和Na2SO4溶液濃度。闊葉紅松林、楊樺林和高山苔原土壤樣品添加的MnCl2溶液濃度分別為8.96、6.88和6.97 g·L-1、添加的NaCl溶液濃度分別為16.67、12.80和12.96 g·L-1、添加的MnSO4溶液濃度分別為10.76、8.26和8.36 g·L-1、添加的Na2SO4溶液濃度分別為10.12、7.77和7.86 g·L-1。闊葉紅松林腐殖質(zhì)樣品添加的MnCl2、NaCl、MnSO4和Na2SO4溶液濃度分別為12.55、23.34、15.06和14.16 g·L-1； 楊樺林腐殖質(zhì)樣品添加的MnCl2、NaCl、MnSO4和Na2SO4溶液濃度分別為10.89、20.25、13.07和12.29 g·L-1。對照處理中加入等量的雙蒸水。所有溶液的pH值調(diào)至7后再加入到土壤和腐殖質(zhì)樣品中。添加溶液后，立即用Parafilm 封口膜覆蓋培養(yǎng)瓶來避免水分蒸發(fā)。將每個處理的10個重復(fù)分為兩組(每組5個)，一組放至25 ℃培養(yǎng)，另一組在35 ℃下培養(yǎng)。分別于第1、3、6、10、15、21、30天用注射器采集氣體，每次氣體采集前用橡膠塞密封培養(yǎng)瓶 4 h。在第10天往所有培養(yǎng)瓶中加入1 mL的雙蒸水，以便去除水分對碳礦化的限制。用氣相色譜儀(Agilent 7 890 A，美國)測定所采集氣體的CO2濃度，并計算出單位時間CO2釋放量，用以表示有機碳礦化速率。用相鄰2次采樣時間的有機碳礦化速率均值代表這一時段的平均礦化速率，將平均礦化速率乘以培養(yǎng)時間得到該時間段的CO2釋放量，將所有采樣時間段的CO2釋放量相加得到CO2累積釋放量，用以表示土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量。采用磷脂脂肪酸生物標(biāo)記(PLFA)法測定培養(yǎng)結(jié)束時(第30天)土壤和腐殖質(zhì)樣品的磷脂脂肪酸總量，用于表征土壤微生物生物量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

溫度敏感性系數(shù)Q10的計算公式如下(Kirschbaum, 1995)：

Q10=(R2/R1)10/(T2-T1)。

式中：R2和R1分別為T2和T1培養(yǎng)溫度下土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳平均礦化速率。

采用重復(fù)測量方差分析方法檢驗錳和硫添加對土壤和腐殖質(zhì)有機碳礦化速率的影響，用雙因素方差分析測定植被類型和錳、硫添加對土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量和Q10的影響，用單因素方差分析檢驗錳和硫添加對同一植被類型土壤或腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量、Q10和磷脂脂肪酸總量的影響，采用LSD方法進(jìn)一步對比兩兩處理之間的差異。統(tǒng)計分析在SPSS 22.0(SPSS Inc. Chicago, IL, USA)軟件中完成，顯著性水平設(shè)為α=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率

闊葉紅松林、楊樺林和高山苔原3種土壤頑固性有機碳礦化速率存在顯著差異(P<0.01，表2)，而不同植被類型腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率沒有顯著差異(P> 0.05，表2)。雙因素方差分析結(jié)果顯示，在MnCl2和NaCl處理之間，以及在 MnSO4和Na2SO4處理之間，土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率均沒有顯著差異，因此，圖1只呈現(xiàn)MnCl2、MnSO4和對照3種處理土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率。MnCl2和MnSO4處理之間的土壤頑固性有機碳礦化速率存在顯著差異(P<0.05)，MnSO4處理能提高土壤頑固性有機碳礦化速率，而MnCl2對土壤頑固性有機碳礦化速率沒有顯著影響。

表2 土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率的重復(fù)測量方差分析結(jié)果

圖1 長白山森林土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率

2.2 土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量

在MnCl2和NaCl處理之間以及在MnSO4和Na2SO4處理之間，土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量均沒有顯著差異(P> 0.05，圖2)。在培養(yǎng)溫度為25 ℃時，MnSO4和Na2SO4處理顯著提高了楊樺林的土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量(P<0.05，圖2)。在培養(yǎng)溫度為35 ℃時，MnSO4和Na2SO4處理顯著提高楊樺林土壤的頑固性有機碳累積礦化量，相反降低闊葉紅松林土壤的頑固性有機碳累積礦化量(P<0.05，圖2)。

圖2 長白山森林土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳累積礦化量

2.3 土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率的溫度敏感性

圖3表明：土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率的Q10為1.1～1.6； MnCl2、NaCl、MnSO4和Na2SO4添加對長白山闊葉紅松林和楊樺林的腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率Q10均沒有顯著影響(P> 0.05；MnCl2、NaCl、MnSO4和Na2SO4添加對土壤頑固性有機碳礦化速率Q10的影響因森林類型而異，其中顯著降低闊葉紅松林土壤頑固性有機碳礦化速率Q10(P<0.05)，而對楊樺林和高山苔原的土壤頑固性有機碳礦化速率Q10沒有顯著影響； 對于高山苔原土壤，MnCl2添加處理的頑固性有機碳礦化速率Q10顯著高于MnSO4和Na2SO4處理(P<0.05)。

圖3 長白山森林土壤和腐殖質(zhì)有機碳礦化速率的溫度敏感性(Q10)

圖4 培養(yǎng)結(jié)束時土壤和腐殖質(zhì)磷脂脂肪酸總量

2.4 土壤和腐殖質(zhì)磷脂脂肪酸總量

圖4表明： 與對照處理相比，MnSO4添加處理顯著提高闊葉紅松林和楊樺林腐殖質(zhì)的磷脂脂肪酸總量(P<0.05，培養(yǎng)溫度為35 ℃時楊樺林腐殖質(zhì)未達(dá)顯著性差異)； 培養(yǎng)溫度為35 ℃時，MnCl2添加處理的楊樺林腐殖質(zhì)磷脂脂肪酸總量顯著高于對照處理(P<0.05)； 培養(yǎng)溫度為25 ℃時，MnSO4添加處理紅松林土壤磷脂脂肪酸總量顯著低于對照處理(P<0.05)，而MnSO4添加處理高山苔原土壤磷脂脂肪酸總量在25和35 ℃培養(yǎng)溫度下均顯著高于對照處理(P<0.05)。

3 討論

3.1 硫添加對土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化的影響

本研究發(fā)現(xiàn)硫添加提高了長白山森林土壤頑固性有機碳礦化速率，說明硫是長白山森林土壤頑固性有機碳礦化的限制因素。陳晶等(2016)在落葉松(Larixprincipis-rupprechtii)林的研究也發(fā)現(xiàn)，土壤呼吸速率與硫沉降水平正相關(guān)(P<0.05)。然而，硫輸入易引起土壤酸化，從而影響土壤微生物群落的豐度和活性(Vileetal., 2003)。有學(xué)者對亞熱帶森林土壤的研究發(fā)現(xiàn)硫添加抑制土壤有機碳礦化(吳建平等， 2015； Wuetal., 2016)，這可能是由于南方土壤呈酸性，持續(xù)硫添加加劇土壤酸化，從而抑制土壤微生物活性及其調(diào)控的有機碳礦化過程。本研究的供試土壤采自溫帶森林，與我國南方地區(qū)相比，該地區(qū)酸沉降程度相對較低(程念亮等, 2016)。因此，硫添加在一定程度上為土壤微生物提供了養(yǎng)分，提高了土壤和腐殖質(zhì)層的微生物生物量(圖4)，從而促進(jìn)土壤有機碳礦化。

此外，之前研究發(fā)現(xiàn)硫沉降對土壤有機碳礦化的影響還與土壤pH背景值和硫添加水平有關(guān)，本研究并未設(shè)置不同的硫添加梯度，因此，在何種硫添加水平下將會抑制土壤有機碳礦化，還需今后進(jìn)一步研究。由于20世紀(jì)70年代開始大氣硫沉降在減少，因而其對土壤有機碳礦化的影響易被忽略。然而，在有些地區(qū)硫沉降強度還在增加(程念亮等, 2016； Sorimachietal., 2007)，因此，未來在土壤碳礦化模型中應(yīng)將大氣硫輸入作為一個重要參數(shù)，以便提高模型的準(zhǔn)確性。

3.2 錳添加對土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化的影響

MnP能促進(jìn)土壤和凋落物中木質(zhì)素和胡敏酸的降解，錳是合成MnP的重要組分(Hatakka, 1994； Hofrichteretal., 1998； Bergetal., 2007； Virzo De Santoetal., 2009)。本研究假設(shè)錳添加能促進(jìn)土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳的礦化作用，為此，首先進(jìn)行了為期90天的預(yù)培養(yǎng)，以消耗土壤和腐殖質(zhì)中的易分解碳組分(Hoosbeeketal., 2007)，預(yù)培養(yǎng)結(jié)束時土壤和腐殖質(zhì)的碳礦化速率約為初始碳礦化速率的10%(圖1)，說明大部分活性碳組分已消耗完，從而認(rèn)為錳和硫添加處理時測得的礦化速率是來自頑固性有機碳。與預(yù)期不同，本研究并未發(fā)現(xiàn)添加錳能顯著改變土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳的礦化速率。錳添加對森林土壤和腐殖層有機碳礦化的影響與環(huán)境理化條件、森林類型以及腐殖質(zhì)分解程度有關(guān)(Trumetal., 2011)。所添加的Mn2+并不能保證參與合成MnP，錳在環(huán)境中的形態(tài)與pH值和氧化還原條件有關(guān)，在本研究供試土壤pH值大于6的環(huán)境下，錳的形態(tài)也可能是MnO2和Mn2O3等錳氧化物(Lindsay, 1979)，這在一定程度上限制錳參與合成MnP。本研究中錳添加對長白山森林土壤和腐殖質(zhì)有機碳礦化沒有顯著影響，說明錳不是該地區(qū)森林土壤和腐殖質(zhì)層頑固性有機碳礦化的限制因子。

4 結(jié)論

本研究首次探討了硫和錳添加對長白山森林土壤和腐殖質(zhì)頑固性有機碳礦化速率及其溫度敏感性的影響，發(fā)現(xiàn)硫添加顯著提高森林礦質(zhì)土層和腐殖質(zhì)層頑固性有機碳礦化速率，這是由于硫添加通過提高土壤微生物的生物量而促進(jìn)了有機碳分解。錳添加對土壤和腐殖層頑固性有機碳礦化沒有顯著影響。硫和錳添加對Q10的影響因森林類型而異，對闊葉紅松林表現(xiàn)為顯著降低，對楊樺林和高山苔原沒有顯著影響。建立土壤有機碳礦化模型時應(yīng)將硫輸入作為一個重要參數(shù)。要準(zhǔn)確預(yù)測森林土壤碳礦化對硫輸入水平的響應(yīng)，還需開展硫添加梯度的野外定位研究。